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COMISIÓN PERMANENTE DEL PACÍFICO SUR - CPPS

PROGRAMA DE LAS NACIONES UNIDAS PARA El MEDIO AMBIENTE - PNUMA

Plan de Acción para la Protección del Medio Marino y Areas Costeras del Pacífico Sudeste

MEMORIAS DEL TALLER DE TRABAJO SOBRE EL IMPACTO DE LAS ACTIVIDADES ANTROPOGÉNICAS EN MAMÍFEROS

MARINOS EN EL PACÍFICO SUDESTE

Bogota, Colombia, 28 al 29 de Noviembre de 2006

MEMORIAS DEL TALLER DE TRABAJO SOBRE EL IMPACTO DE LAS ACTIVIDADES ANTROPOGÉNICAS EN MAMÍFEROS MARINOS EN EL PACIFICO SUDESTE

Bogota, Colombia, 28 al 29 de noviembre de 2006

COMISIÓN PERMANENTE DEL PACÍFICO SUR - CPPS SECRETARÍA EJECUTIVA DEL PLAN DE ACCIÓN PARA LA

PROTECCIÓN DEL MEDIO MARINO Y ÁREAS COSTERAS DEL PACÍFICO SUDESTE Guayaquil, Ecuador

Plan de Acción para la Protección del Medio Marino y Áreas Costeras del Pacífico Sudeste

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Nota: Este documento ha sido preparado por la Oficina del Plan de Acción para la Protección del Medio Marino del Pacífico Sudeste - CPPS, de acuerdo con el Memorando de Entendimiento CPPP/PNUMA FPL/3000-06-02-2220. Las designaciones empleadas y la presentación de la información en este documento no implican la expresión de juicio alguno de parte de la CPPS o del PNUMA sobre la condición jurídica de los Estados, territorios, ciudades o zonas, ni de sus autoridades, ni respecto de la delimitación de sus fronteras o límites geográficos. Los puntos de vista expresados en este documento son de los autores y no necesariamente son los puntos de vista de la CPPS o del PNUMA.

COMISIÓN PERMANENTE DEL PACÍFICO SUR – CPPS Secretaría Ejecutiva del Plan de Acción para la Protección Del Medio Marino y Áreas Costeras del Pacífico Sudeste Av. Carlos Julio Arosemena kilómetro 3, Complejo Comercial Albán Borja, Edificio Classic, piso 2. Teléfono: (593-4) 2221200, 2221202. Fax 2221201 www.cpps-int.org Guayaquil, Ecuador PROGRAMA DE LAS NACIONES UNIDAD PARA EL MEDIO AMBIENTE – PNUMA Programa de Mares Regionales División de Implementación de Política Ambiental P.O Box 30552 Teléfono: 254 20 7624 033/544. Fax: 254 20 7624 618 http://www.unep.org/regionalseas/ Nairobi, Kenya Para efectos bibliográficos este documento debe citarse de la siguiente manera: CPPS/PNUMA. 2007. Memorias del Taller de Trabajo sobre el Impacto de las Actividades Antropogénicas en Mamíferos Marinos en el Pacifico Sudeste. Bogota, Colombia, 28 al 29 de noviembre de 2006. Guayaquil, Ecuador. 98p. También se pueden citar trabajos específicos incluidos en este documento, para ello deberá citarse al(los) autor(es) respectivo(s). Derechos Reservados Impreso en Guayaquil, Ecuador Créditos de las fotos en la portada: Ballena jorobada sin lóbulo izquierdo de la cola: Brittaney Bearson Lobo fino de Juan Fernández con restos de red en el cuello: Layla Osman Delfín común atrapado en red agallera: Jorge Samaniego Ballena de Bryde en la proa de barco: Fernando Félix Editor: Fernando Félix © 2007 CPPS/PNUMA Impreso en Guayaquil, Ecuador

Memorias del Taller de Trabajo sobre el Impacto de las Actividades Antropogénicas en Mamíferos Marinos en el Pacífico Sudeste

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PRIMERA PARTE

INFORME DEL TALLER DE TRABAJO


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I. INTRODUCCIÓN La Secretaría Ejecutiva del Plan de Acción para la Protección del Medio Marino y Costero del Pacifico Sudeste, convocó al “Taller de Trabajo Sobre el Impacto de Actividades Antropogénicas en Mamíferos Marinos en el Pacífico Sudeste” que se realizó en la ciudad de Bogotá, Colombia, los días 28 y 29 de noviembre de 2006. La presente actividad se enmarca entre las prioridades del Plan de Acción para la Conservación de los Mamíferos Marinos del Pacífico Sudeste (PAMM/PSE) (1991) (párrafos 26.1, 26.2 y 26.3), en donde se establece la necesidad de “proveer de apoyo financiero a proyectos y actividades de investigación sobre especies o poblaciones cuya sobrevivencia esté amenazada como resultado de actividades humanas”. Así mismo, su ejecución se contempló en el Programa de Trabajo para el período 2006-2007 (actividad 13/06), aprobado en la XIII Reunión de la Autoridad General del Plan de Acción para la Protección del Medio Marino y Áreas Costeras del Pacífico Sudeste celebrada el 31 de agosto de 2006 en Guayaquil, Ecuador. Esta actividad se realizó además en el marco de cooperación con el Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente a través del Memorándum de Entendimiento entre CPPS y el PNUMA Nº FPL/3000-06-02-2220. El impacto de actividades humanas en las poblaciones de mamíferos marinos es motivo de creciente preocupación a nivel regional. En la III Reunión del Grupo de Expertos para revisar las Actividades del Plan de Acción para la Conservación de los Mamíferos Marinos del Pacífico Sudeste celebrada en marzo de 2004 en Lima, Perú, los expertos resaltaron la necesidad de implementar acciones de manejo para la conservación de los mamíferos marinos en la región y manifestaron su preocupación por la poca importancia que se le ha dado en los países del Pacífico Sudeste al tema de la interacción de mamíferos marinos con las pesquerías. Así mismo, se señalan otras actividades humanas que pueden afectar estas poblaciones de una u otra manera en áreas costeras y oceánicas tales como: la construcción de instalaciones portuarias, tráfico marítimo, maniobras militares, prospección sísmica, extracción de petróleo y las diferentes fuentes de contaminantes de origen terrestre (i.e. pesticidas, PCB’s, metales pesados, etc.), que son causas de degradación del ambiente marino y destrucción de su hábitat. Es conocido que por ser predadores superiores, los mamíferos marinos tienden a concentrar contaminantes en sus tejidos grasos y por ello son excelentes indicadores de la salud de los ecosistemas marinos. Adicionalmente, varias especies costeras de lobos marinos, delfines y ballenas están sujetas a una creciente explotación comercial turística. Estudios científicos demuestran que este tipo de actividades puede causar un impacto que dura incluso más allá del período directo de exposición y su efecto acumulativo en el tiempo puede tener implicaciones aún desconocidas. En este taller, celebrado en Bogotá, investigadores de la región presentaron trabajos inéditos y recopilaciones sobre los principales problemas de origen antropogénico que afectan a los mamíferos marinos en sus países. Adicionalmente, establecieron prioridades a nivel regional y nacional sobre investigación científica, manejo y educación. Se espera que este documento ayude a autoridades y tomadores de decisión en los países del Pacífico Sudeste a direccionar el esfuerzo hacia los problemas aquí priorizados para encontrar alternativas que ayuden a mitigar su impacto. II. OBJETIVOS DEL TALLER Los objetivos del Taller fueron los siguientes: • Hacer una exhaustiva evaluación del estado actual del conocimiento sobre el impacto de actividades

humanas en mamíferos marinos en los países del Pacífico Sudeste, identificando las principales causas de amenaza y mortalidad así como las especies involucradas.

• Proponer medidas de mitigación para reducir el actual nivel de impacto. • Establecer las principales líneas de investigación a seguir para desarrollar alternativas de solución viables

de acuerdo a las necesidades de los países.


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III. LUGAR Y FECHA DEL TALLER El Taller se realizó los días 28 y 29 de noviembre de 2006 en las instalaciones del Club Militar, en la ciudad de Bogotá, Colombia. IV. PARTICIPANTES En el Taller se contó con la participación de 15 delegados nominados por los Puntos Focales Nacionales del Plan de Acción del Pacífico Sudeste de Chile, Colombia, Ecuador, Panamá y Perú, así como de 10 representantes de varias instituciones colombianas. Por parte de la Secretaría Ejecutiva estuvo presente la Sra. Diana Araúz, Coordinadora Técnico Regional del Plan de Acción del Pacífico Sudeste. La lista completa de participantes se presenta en el Anexo 1 de este informe. V. ORGANIZACIÓN DEL TALLER a. Instalación de la Reunión El Taller se instaló el martes 28 de noviembre a las 09.45 horas luego de una breve ceremonia de inauguración que contó con las siguientes intervenciones: 1) palabras de bienvenida a cargo la Sra. Martha Mejía, asesora de la Dirección de Ambiente del Ministerio de Relaciones Exteriores y Directora del Punto Focal del Plan del Acción de Colombia; 2) palabras de la Sra. Diana Araúz, Coordinadora Técnico Regional del Plan de Acción del Pacífico Sudeste, en representación de la Secretaría Ejecutiva; y el Capitán de Fragata Julián Augusto Reyna, Director de la Comisión Colombiana del Océano (CCO), quien inauguró la Reunión. b. Elección de Presidente y Relator de la Reunión En una reunión previa entre la Coordinadora Técnico Regional y los delegados de los países miembros del Plan de Acción, se revisaron detalles organizacionales de la reunión, así como la elección del Presidente y Relator. Como Presidente de la Reunión fue elegido el Sr. Germán Darío Fajardo, Asesor Ambiental del CCO de Colombia, y a la Srta Anna Núñez de la delegación panameña como Relator. c. Adopción de la Agenda y el Calendario El Presidente del Taller sometió a consideración de la sesión plenaria el Calendario de la Reunión y las Agendas Provisional y Provisional Anotada. A petición de varias delegaciones se agregaron las siguientes presentaciones a la agenda: “Pesca de mota Coelophysus macropteros en el Amazonas, utilizando delfines como carnada” por Fernando Trujillo y María Díaz de la Fundación Omacha e “Interacción de los mamíferos marinos con la pesca del bacalao de profundidad en el sur de Chile” por Rodrigo Hucke y colaboradores, al Modulo 1 (“Explotación Directa y Captura Incidental); y “Resumen de Impactos Antropológicos en Ecuador” por Cristina Castro y colaboradores en el Modulo 4. El Calendario fue modificado para incluir estas presentaciones. El texto del Calendario modificado, así como de las Agendas Provisional y Provisional Anotada se encuentra en los Anexos 2, 3 y 4. La delegación del Ecuador sugirió hacer un pronunciamiento a nivel técnico-científico acerca de la caza de ballenas, el mismo sería redactado por el grupo proponente y puesto a discusión de los participantes en el grupo de trabajo que tratará el tema del Módulo 1. Sin embargo, no hubo consenso en la versión final y el Taller no emitió ningún pronunciamiento al respecto. VI. INFORME DE LA SECRETARÍA EJECUTIVA DEL PLAN DE ACCIÓN DEL PACÍFICO SUDESTE

SOBRE LOS ANTECEDENTES DEL PROCESO DE IMPLEMENTACIÓN DEL PLAN DE ACCIÓN PARA LA CONSERVACIÓN DE LOS MAMÍFEROS MARINOS (Diana Arauz).

La Sra. Diana Arauz, Coordinador Técnico Regional del Plan de Acción del Pacífico Sudeste, informó a los participantes los antecedentes de la problemática de los mamíferos marinos en el contexto internacional y regional. Así mismo, describió el marco jurídico del Plan de Acción del Pacífico Sudeste y dentro de éste, el Plan de Acción para la Conservación de los Mamíferos Marinos en el Pacífico Sudeste (PAMMPSE). Mencionó


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que el PAMMPSE fue creado para asistir a los gobiernos participantes a desarrollar las políticas de conservación y manejo de los mamíferos marinos en la región. Destacó la importante labor que desempeñan los Puntos Focales Nacionales para llevar a cabo las actividades de cooperación regional. Finalmente, la Sra. Arauz describió las actividades que se han hecho como parte de la implementación del PAMMPSE, entre ellas, destacó la III Reunión de Expertos realizada en 2004 en Lima, Perú. VII. PRESENTACIONES TÉCNICAS SOBRE IMPACTOS ANTROPOGÉNICOS EN MAMÍFEROS MARINOS

EN EL PACÍFICO SUDESTE. Las presentaciones se realizaron de acuerdo al nuevo Calendario y se incluyen en este informe como trabajos independientes en la Parte II. Durante el período de discusión del Módulo 1 los participantes revisaron los temas que consideraron más relevantes de las presentaciones, entre los que están los siguientes: 1. La necesidad de colocar observadores a bordo para disminuir el sesgo de las estimaciones actuales

aportando con diseños apropiados, estableciendo el nivel de cobertura de acuerdo a las distintas pesquerías.

2. Buscar la manera de estandarizar metodologías al momento de establecer el impacto por actividades pesqueras.

3. Determinar el estado de las poblaciones afectadas por interacción pesquera a fin de establecer el nivel de impacto.

4. La falta de recursos para realizar estudios científicos continuos. 5. La necesidad de establecer redes centralizadas de información de varamientos y realizar necropsias para

establecer las causas. Se resaltó la necesidad de capacitación para las personas que atienden varamientos.

6. Desarrollar alianzas estratégicas entre instituciones oficiales, universidades y, especialmente, ONGs, que son quienes realizan la mayor cantidad de investigación científica sobre mamíferos marinos en la región.

7. Desarrollar una relación más activa entre científicos, políticos y público en general. 8. Fortalecimiento de los programas de educación ambiental. 9. Revisión, actualización y/o desarrollo de instrumentos legales que permitan enfrentar el problema de la

interacción con pesquerías. 10. La necesidad de estandarización metodologías de monitoreo y unificar conceptos sobre pesquerías tales

como pesca artesanal, pesca industrial. 11. Desarrollar alternativas para los pescadores a fin de disminuir el esfuerzo pesquero en algunos casos, y

en otros para desincentivar el uso de carne de mamíferos marinos como carnada. 12. Pedir a las instituciones nacionales que cumplan con sus obligaciones y se involucren en el monitoreo de

la interacción de mamíferos marinos con pesquerías. 13. Que las industrias pesqueras reconozcan que existen efectos colaterales y por ello deberían invertir tanto

en la investigación pesquera como en la forma de mitigar el impacto. Durante el período de discusión del Módulo 2 los participantes revisaron los siguientes temas: 1. Establecer y estandarizar los parámetros que sirvan de indicadores para medir el impacto del turismo de

avistamiento. 2. Establecer reglamentaciones nacionales para la realización de avistamientos y aplicar sanciones a los

infractores. 3. Combinar los estudios de comportamiento y bioacústica con estudios para medir el impacto de las

embarcaciones de turismo. 4. Hacer estudios de comportamiento en ausencia de perturbaciones para realizar comparaciones.

Establecer mecanismos de cooperación internacional para especies objetivo del turismo de avistamiento. 5. Realizar programas de capacitación y educación ambiental a las poblaciones. 6. Evaluar efectos a corto y largo plazo. 7. Tomar en cuanta el efecto adicional de otras perturbaciones que se suman a las de la industria del

turismo de avistamiento (pesquerías, captura directa, artes de pesca, etc.).


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8. Mayor compromiso de los gobiernos para mejorar el control de las actividades de turismo sobre mamíferos marinos.

En el período de discusión de los Módulos 3 y 4 los temas tratados fueron los siguientes: 1. Considerar la capacidad de adaptabilidad de los mamíferos marinos a las condiciones actuales de ruido y

tráfico. 2. La preocupación por el potencial desplazamiento de mamíferos marinos del hábitat por instalaciones de

acuacultura, particularmente en Chile. 3. Necesidad de contar con personal capacitado para establecer causas y efectos con respecto a impactos

antropogénicos. 4. Analizar la posibilidad de modificar rutas marítimas para evitar zonas críticas y de concentración de

mamíferos marinos. 5. En el caso de las colisiones de barcos con ballenas, analizar el tema a escala regional integrando la

información disponible. 6. Que los estudios de impacto ambiental para desarrollo en hábitats costeros tomen en consideración el

impacto sobre poblaciones de cetáceos costeros. En algunas ocasiones hay falta de transparencia en temas ambientales.

7. Que la Comisión Permanente del Pacífico Sur (CPPS) se involucre en el tema de los reportes de colisiones como lo está haciendo la Comisión Ballenera Internacional (CBI) con la Organización Marítima Internacional (OMI).

8. Que la industria de la salmonicultura en Chile se involucre en la investigación relacionada con el potencial impacto que causan.

9. Tomar en consideración el principio de precaución en el manejo de poblaciones silvestres de mamíferos marinos.

10. Estandarización de métodos e índices a fin de evaluar y comparar resultados a escala regional. Para ello será necesario uno o varios talleres. La representante de la organización Conservación Internacional ofreció ayuda para realizar estos talleres.

11. Tomar en cuenta la educación ambiental como herramienta para involucrar a diferentes actores en las soluciones. Trabajo con la comunidad.

12. Desarrollar mecanismos financieros para investigación científica, que provengan de la industria, tanto para evaluación de impacto como de manejo.

13. Balancear la conservación y desarrollo. Que los científicos se involucren más en las alternativas de solución.

VIII. GRUPOS DE TRABAJO SOBRE IDENTIFICACIÓN DE LAS PRINCIPALES CAUSAS DE IMPACTO EN

MAMÍFEROS MARINOS EN LA REGIÓN Y PRIORIZACIÓN DE ACCIONES PARA MITIGARLOS. Se organizaron dos grupos de trabajo para identificar las principales causas de impacto y priorización de acciones: 1) explotación directa y captura incidental; y 2) impacto del turismo, contaminación y degradación de hábitat y otros impactos Grupo 1: explotación directa y captura incidental. Las siguientes personas integraron el grupo: Juan Capella (Moderador), Carolina García (relator), Maria Claudia Díaz-Granados, Vladimir Puentes, Carlos Olavaria, Bárbara Galletti, Fernando Félix, Jorge Pérez, Ignacio García-Godos, Johana Alfaro, Edgardo Muñoz y Germán Fajardo Prioridades establecidas por el Grupo de Trabajo 1. VISIÓN REGIONAL Investigación científica • Estimar el estatus poblacional, con prioridad de (i) especies afectadas con algún grado de amenaza y/o (ii)

endémicas.


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• Evaluar el impacto de todas las pesquerías de la región sobre las poblaciones de mamíferos acuáticos (Nota: establecer programas de observadores a bordo).

• Estandarizar metodologías (talleres). • Investigar en alternativas de mitigación. Educación y capacitación • Fortalecer capacitación de científicos en los temas pertinentes. • Educación ambiental y capacitación de actores involucrados. Cooperación regional • Estandarizar metodologías (talleres). • Alianzas estratégicas con organizaciones competentes (OMI, FAO, PNUMA, CBI). • Establecer de redes nacionales participativas de varamientos y su coordinación regional. Normativa y manejo • Identificar pesquerías que causan impacto. • Crear corredores marinos que incluyan áreas marinas protegidas nacionales. • Actualizar periódicamente la información de flotas pesqueras industriales y artesanales. • Revisar, actualizar y/o desarrollar instrumentos normativos que permitan enfrentar el problema de la

interacción con pesquerías. • Fomentar un sistema de manejo participativo. • Buscar alternativas de trabajo y/o métodos de pesca para pescadores. Financiación • Desarrollar mecanismos de financiamiento participativo (gobiernos, sector privado, ONGs y organismos

internacionales) para temas generales anteriormente mencionados. PRIORIDADES POR PAÍS CHILE Investigación • Estatus de las especies de mamíferos marinos asociadas con pesquerías. • Caracterizar las pesquerías y maricultura que interactúan con mamíferos marinos. • Evaluar el impacto en las pesquerías y en los mamíferos marinos. • Fortalecer monitoreo en zonas de alto impacto (regiones II, V, VIII, X, XII) (observadores). Manejo • Establecer planes de manejo de especies que interactúan con pesquerías (como cachalotes, orcas, lobos

marinos, ballenas francas, sei, azul, delfín chileno, austral, marsopa espinosa, nutrias, etc.), con énfasis en especies amenazadas según la Unión mundial para la Naturaleza (UICN) y endémicas.

• Adoptar medidas obligantes para regular actividades marítimo-pesqueras. • Fortalecer una red de varamientos participativa a lo largo de todo el país. • Establecimiento de un área marino protegida para ballena azul representativa de su distribución. Educación • Fortalecer programas de educación ambiental en comunidades costeras.


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COLOMBIA Investigación • Caracterizar las pesquerías artesanales e industriales. • Actualizar y manejar base de datos de pesquerías. • Evaluar la interacción con pesquerías iniciando en Buenaventura. • Realizar estudios de línea base para jorobadas, Tursiops y Stenella. Manejo • Estimular la participación de las entidades de gobierno responsables de esta temática. • Promover la creación y ampliación de AMPs (e.g. Bahía Málaga). Educación • Fortalecer programas de educación ambiental en comunidades costeras. • Crear lazos de cooperación con el gremio pesquero industrial. ECUADOR Investigación • Llevar a cabo estudios sobre mortalidad incidental de cetáceos pequeños en redes artesanales en

diferentes puertos para establecer la magnitud del problema a escala nacional. • Realizar estudios de línea base de distribución de cetáceos con prioridades en el delfín común, manchado,

ballena piloto y ballenas jorobadas. • Investigar alternativas tecnológicas para mitigar los impactos de la interacción por artes de pesca. Manejo • Mantener una base de datos actualizada de la flota artesanal. • Medidas de manejo para regular el esfuerzo pesquero artesanal (vedas, lugares de veda, límites al arte de

pesca (longitud del trasmallo, ojo de malla, etc.). • Alternativas económicas para pescadores artesanales. • Fomentar alianzas entre instituciones gubernamentales, ONGs, comunidad y sector científico

(universidades). Educación • Campañas de educación dirigidas a pescadores y de concientización hacia el público y autoridades. PANAMÁ Investigación • Estudiar las poblaciones de mamíferos marinos presentes en las aguas panameñas como ballenas

jorobadas, pequeños cetáceos, etc. Educación • Crear y fortalecer nuevas capacidades en el tema. • Reforzar la capacitación de actores.


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Cooperación • Igual que en visión regional. Manejo • Elaborar planes de manejo en áreas sensibles ya identificadas. Financiación • Igual que en visión regional. PERÚ Investigación • Estimar de los niveles poblacionales de cetáceos menores así como de grandes ballenas y continuar con

las evaluaciones anuales de pinnípedos. • Estimar el grado de interacción actual de las pesquerías sobre las poblaciones de mamíferos marinos, con

énfasis en pinnípedos y cetáceos menores. • Evaluar la factibilidad y eficiencia de soluciones tecnológicas (redes de alta densidad, pingers, etc.)

diseñadas para mitigar las interacciones con mamíferos marinos y que sea aceptado por los usuarios (pescadores y armadores).

• Crear una red nacional de varamientos integrada por organismos gubernamentales, ONGs y público en general.

Educación • Continuar y expandir los programas de educación ambiental y conservación marina entre pescadores y

público en general. • Formar nuevos investigadores en mamíferos marinos, principalmente a nivel de las universidades locales y

las comunidades. Cooperación • Promover convenios de cooperación entre ONGs y entidades gubernamentales en temas relacionados con

la conservación y manejo de mamíferos marinos. Legislación y manejo • Afianzar el control y vigilancia de los dispositivos legales existentes que protegen a los mamíferos marinos. • Elaborar planes de acción nacionales para las poblaciones de mamíferos marinos. Financiamiento • Promover el financiamiento de tesis y proyectos para jóvenes investigadores en temas relacionados con la

conservación de mamíferos marinos de una forma descentralizada. Grupo 2, impacto del turismo, contaminación y degradación de hábitat y otros impactos. El Grupo estuvo integrado por las siguientes personas: Lilián Flórez (moderador), Layla Osman (relator), Ana Núñez, Isabel C. Ávila, Juan Portugal, Francis Van Oordt, Julio Herrera, Godfrey Merlen, Rocío Rodríguez y Cristina Castro


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Prioridades establecidas por el Grupo de Trabajo 2. 1) Investigación científica Contar con mayor personal científico capacitado para que pueda evaluar causas y efectos de los conflictos tratados. Generar espacios de capacitación con expertos reconocidos en cada uno de los temas y realización de talleres para poder estandarizar las metodologías utilizadas, intercambiar información y acceder a la cooperación internacional. Debido a la carencia de información y a la dificultad en la investigación es necesario aplicar el principio de precaución, cuando sea necesario. Turismo Promover la investigación científica con metodologías estandarizadas en todo el Pacifico Sudeste para poder identificar hábitats críticos para cada especie, siendo estas áreas de alimentación y reproducción. Es importante hacer una recopilación de antecedentes para complementar la investigación científica. Se necesita identificar áreas sensibles en las cuales no se lleven a cabo actividades turísticas por su importancia para las especies asociadas y áreas donde estas actividades antropogénicas si puedan llevarse a cabo. Realizar investigaciones particulares para cada especie. Contaminación, degradación de hábitat y otros impactos Con base a los antecedentes que se tienen de la problemática que genera la maricultura en algunos países, se deben desarrollar investigaciones previas en lugares donde el desarrollo de estas actividades sea inminente. Para evaluar el impacto sobre los hábitats y su degradación se debe considerar la conformación grupos de investigación multidisciplinarios. Las zonas de alta importancia biológica a nivel regional para mamíferos acuáticos, especialmente para aquellas especies endémicas y vulnerables, deben contar con regulaciones especiales para protegerlos de los impactos antropogénicos. Establecer zonas de sobreposición de los mamíferos acuáticos con las rutas marítimas de grandes y pequeñas embarcaciones para establecer y proponer alternativas a tales rutas. Asimismo, establecer normas de máxima velocidad de las embarcaciones a nivel regional y local en los sitios de mayor prioridad. 2) Educación ambiental Turismo Los grupos de investigadores deben integrar en sus proyectos la educación ambiental a las comunidades locales y población en general en cada país, incluyendo campañas de difusión de las investigaciones y de la reglamentación existente. Debe incluirse gente local que pueda involucrarse directamente con las investigaciones y programas de educación. Se necesita contar con el apoyo de las entidades gubernamentales y debe capacitarse a las autoridades locales, operadores de turismo, marineros y guías. Asimismo debe informarse a los turistas y la comunidad sobre las actividades y reglamentaciones.


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Contaminación, degradación de hábitat y otros impactos Se deben realizar campañas de difusión para que se cuente con conocimiento a nivel nacional de lo que debe evitarse y a nivel regional compartir las experiencias. 3) Manejo Turismo Elaborar códigos de conducta regionales involucrando a la comunidad, con la posibilidad de hacer modificaciones locales a cada país. Identificar líderes locales de la comunidad, los cuales puedan participar de talleres e intercambios a nivel regional. Necesitamos incorporar y comprometer a las instituciones de turismo, ambiente y otras con las actividades de turismo en mamíferos marinos. Contaminación, degradación de hábitat y otros impactos Los estudios de impacto ambiental deben contemplar la participación de científicos capacitados y personas involucradas, y se debe velar por la transparencia de tales estudios. Esta evaluación de impacto ambiental debe ser puesta a consulta pública para cada localidad. 4) Financiamiento Turismo Donde se realice turismo, esta actividad debe aportar parte de sus ganancias para la investigación científica, manejo y la comunidad. Identificar donantes para la financiación a nivel local y regional. Contaminación, degradación de hábitat y otros impactos Donde se realicen actividades de maricultura u otras, éstas deben aportar parte de sus ganancias para la investigación científica, manejo y la comunidad. Identificar donantes para la financiación a nivel local y regional. 5) Cooperación Identificar donantes para la financiación y cooperación a nivel local y regional para intercambio de experiencias (investigación, manejo, pasantías, talleres, etc.). IX. RECOMENDACIONES FINALES • Implementar el desarrollo de los lineamientos regionales y nacionales identificados en los grupos de

trabajo conformados en el presente Taller. • Continuar y afianzar las investigaciones no letales con mamíferos marinos en la región, considerando los

avances alcanzados en las investigaciones presentadas en este taller. • Fomentar el uso no extractivo de los mamíferos marinos, favoreciendo el turismo de observación, debido al

elevado potencial turístico de la región y por ser ésta una opción sustentable para su manejo y conservación.

• Establecer comités técnico – científicos nacionales sobre mamíferos marinos, coordinados a través de los puntos focales del Plan de Acción del Pacífico Sudeste.


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• Solicitar que la Secretaria Ejecutiva del Plan de Acción del Pacifico Sudeste haga un seguimiento a los temas tratados en la Comisión Ballenera Internacional y que solicite su participación como observador en las reuniones de dicho organismo.

X. PRESENTACIÓN Y APROBACIÓN DE INFORME. En reunión plenaria el informe fue revisado y aprobado por los participantes. XI. CLAUSURA DEL TALLER En una breve ceremonia en la que intervinieron el Dr. Gonzalo Pereira, Secretario Ejecutivo del Plan de Acción, y la Sra. Diana Aruz, Coordinadora del Plan de Acción del Pacífico Sudeste, se procedió a la clausura del taller. XII. AGRADECIMIENTOS La Sra. Diana Arauz, Coordinadora Técnica Regional del Plan de Acción, en representación de la Secretaría Ejecutiva, expresó a todos los participantes su agradecimiento por el gran interés demostrado, profesionalismo, capacidad y la entrega al trabajo, reflejado en el compromiso colectivo de buscar alternativas de mitigación para los mamíferos marinos afectados en el Pacífico Sudeste por diferentes actividades humanas. Asimismo, la Coordinadora manifestó su agradecimiento a la Sra. Martha Mejía, represente del Punto Focal colombiano del Plan de Acción, al Capitán de Fragata Julián Augusto Reyna, Secretario Ejecutivo de la Comisión Colombiana del Océano -CCO, así como al personal de apoyo de esta institución por su invaluable colaboración en la organización del Taller.


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ANEXO 1

TALLER DE TRABAJO SOBRE EL IMPACTO DE LAS ACTIVIDADES ANTROPOGÈNICAS EN MAMIFEROS MARINOS EN EL PACIFICO SUDESTE


LISTA DE PARTICIPANTES

CHILE

NOMBRE: INSTITUCIÓN: CARGO: TELÉFONOS: E-MAIL:

Bárbara Galletti Vernazzani Muñoz Centro de Conservación Cetácea Presidente 2281845 [email protected]


Layla Paola Osman Universidad Austral de Chile; Centro Ballena Azul Investigadora, Estudiante Doctorado 5663221486 [email protected]


Carlos Olavarría Centro de Estudios del Cuaternario Investigador 5661 298130 [email protected]

COLOMBIA


Isabel Cristina Ávila Universidad del Valle Bióloga (investigador y docente) 092 6 804821 [email protected]


Rocío Rodríguez Fundación Malpelo Coordinadora de Gestión de Recursos 091 6402110/14 rrodrí[email protected]


Maria Claudia Díaz Granados Conservación Internacional Coordinador Programa Marino 091 3452854 [email protected]


Juan Capella Fundación Yubarta Coordinador de investigación 092 5585598 [email protected]; [email protected]


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Julio César Herrera Fundación Yubarta Investigador 092 6642532 [email protected]; [email protected]


Carolina García Asociación Terranova Directora 091 6106870 / 3153885399 [email protected]


Lilián Flórez González Fundación Yubarta Directora 092 5585598 / 85 [email protected]; [email protected]


Germán Fajardo CCO – Comisión Colombiana del Océano Asesor 091 2220436/ 49 / 21 [email protected]


Vladimir Puentes Ministerio de Ambiente Vivienda y Desarrollo Territorial; MAVDT Asesor Costas Mares y Pesca 091 3323400 Ext. 2407 [email protected]; [email protected]


Julián Augusto Reyna Moreno CCO – Comisión Colombiana del Océano Secretario Ejecutivo 091 2220436 [email protected]

ECUADOR:


Cristina Castro Pacific Whale Foundation Directora de Investigación 097 097626 – 022527836 [email protected]


Godfrey Merlen Delavoye Servicio Parque Nacional Galápagos Asesor 593 094 226903 – 052527412 [email protected]


Jorge Pérez Dirección General de Intereses Marítimos Asesor Técnico Marítimo 508909 – 505197 [email protected]


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PANAMÁ:


Juan Portugal Ortiz Instituto Panameño de Turismo (IPAT) Jefe Departamento de Análisis y Gestión Ambiental 507 526-7000 Ext. 339 y 212 cel 6517-1374 [email protected], [email protected]


Edgardo Muñoz Universidad de Panamá Docente e investigador 6690-0656 [email protected]


Anna Núñez Autoridad Marítima Panamá, Dirección General de Recursos Marinos y Costeros Bióloga Ambiental 507 2327510 [email protected]

PERÚ:


Francis Van Oordt IMAPRE; Instituto del Mar del Perú Biólogo 4202000 Ext. 258 [email protected]; [email protected]


Aquiles García Godos IMAPRE; Instituto del Mar del Perú Investigador 4202000 Ext. 258 [email protected]


Joanna Alfaro Pro Delphinus Bióloga 2413081 [email protected]

CPPS:


Diana Arauz CPPS - Plan de Acción para la Protección del Medio Marino y Áreas Costeras del Pacifico Sudeste Coordinador Técnico Regional 593 42221202 / 1200 [email protected]


Fernando Félix CPPS - Plan de Acción para la Protección del Medio Marino y Áreas Costeras del Pacifico Sudeste Asistente Plan de Acción 593 42221202 / 1200 [email protected]


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ANEXO 2



CALENDARIO

Martes 28

Mañana

08:30 Inscripción de los participantes

09:00 Reunión informal de consulta. Arreglos previos

09:15 Ceremonia de Inauguración

09:45 Organización del Taller

10:00 Informe de la Secretaría Ejecutiva sobre las actividades desarrolladas como parte de la implementación del Plan de Acción para la Conservación de los Mamíferos Marinos en el Pacífico Sudeste.

Presentaciones Módulo 1. Explotación directa y captura incidental

10:20 Varamientos de cetáceos en Chile y su relación con impactos antropogénicos. Bárbara Galletti.

10:40 Interacciones entre otáridos, pesquerías y salmonicultura en Chile. LP Osman, R Hucke-Gaete, LA Huckstadt, M Sepúlveda, H Pavés

11:00 Refrigerio

11:20 Impactos reales y potenciales de las actividades antropogénicas sobre mamíferos marinos en Chile: nutrias. Carlos Olavaria y colaboradores

11:40 Impacto humano en grandes cetáceos en Colombia: captura incidental e intencional. Fundación Yubarta

12:00 Uso de delfines como carnada para pesca artesanal en bahía Solano, Chocó, Colombia. Isabel Cristina Ávila, Carolina García y Juan Carlos Bastidas.

12:20

Interacción de cetáceos con la pesquería artesanal pelágica en Ecuador. Fernando Félix.


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12:40

Conflicto entre lobos marinos, pescadores y comunidad en las islas Galápagos. Godfrey Merlen.

13:00 Receso

Tarde

Continuación Presentaciones Módulo 1.

14.40 Los mamíferos marinos y la pesquería peruana. Ignacio García-Godos.

15:00 Pesca de mota Coelophysus macropteros en el Amazonas, utilizando delfines como carnada”. Fernando Trujillo y María Díaz.

15:20 Interacción de los mamíferos marinos con la pesca del bacalao de profundidad en el sur de Chile. Rodrigo Hucke y colaboradores

15:40 Discusión del Módulo Explotación Directa y Captura Incidental

16:00 Intervalo

Presentaciones Módulo 2. Impacto del Turismo.

16:20 Interacciones antropogénicas con mamíferos marinos de Chile: ballenas azules y jorobadas. C. Olavarría y R. Hucke-Gaete

16:40 Efecto del turismo de observación en ballenas jorobadas en el Pacífico colombiano. Julio C. Herrera.

17:00 Emergente industria del turismo de observación de cetáceos en Chile y sus implicancias de manejo. Bárbara Galletti.

17:20 Turismo "observador de ballenas" en el Parque Nacional Machalilla. Desarrollo y Consecuencias. Cristina Castro.

17:40 Discusión del Módulo Impacto del Turismo

18:00 Receso

Miércoles 29

Mañana

Presentaciones Módulo 3. Contaminación y degradación de hábitat


20

08:30 Desafíos de conservación para delfines y marsopas costeras de la Isla de Chiloe, sur de Chile. S. Heinrich y P. Hammond

08: 50 Interacciones antropogénicas con pequeños cetáceos en el sur de Chile continental. Francisco Viddi y colaboradores

09:10 Discusión del Módulo Contaminación y Degradación de Hábitat

Presentaciones Módulo 4. Otro impactos

09:40 Interacción entre otáridos y animales domésticos en Chile. L. P. Osman, H. Paves.

10:00

Impacto humano en grandes cetáceos en Colombia: colisión con embarcaciones. Juan Capella.

10:20

Una voz de alerta a los planes de desarrollo en el Pacífico colombiano. Lilián Flórez.

10:40 Evidencia de colisiones de embarcaciones con cetáceos en Ecuador. Fernando Félix.

11:00 Resumen de Impactos Antropológicos en Ecuador. Cristina Castro y colaboradores.

11:20 Refrigerio

11:40 Discusión Módulo Otros Impactos

12:00 Grupos de trabajo: identificación de las principales causas de impacto en mamíferos marinos en los países de la región y priorización de acciones para mitigarlos.

13:00 Receso

Tarde

14:30 Continuación. Grupos de trabajo: identificación de las principales causas de impacto en mamíferos marinos en los países de la región y priorización de acciones para mitigarlos.

16:00 Intervalo

16:15 Plenaria; presentación de los resultados de los grupos de trabajo

17:00 Plenaria: presentación y aprobación del Informe del Taller

18:00 Clausura del Taller


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ANEXO 3

TALLER DE TRABAJO SOBRE EL IMPACTO DE ACTIVIDADES ANTROPOGÉNICAS

EN MAMÍFEROS MARINOS EN EL PACÍFICO SUDESTE

Bogotá, Colombia, 28 y 29 de noviembre de 2006

AGENDA PROVISIONAL

1. Instalación de la Reunión. 2. Organización de la Reunión. 3. Informe de la Secretaría Ejecutiva del Plan de Acción del Pacifico Sudeste sobre las actividades realizadas

en el Marco del Plan de Acción para la Conservación de los Mamíferos Marinos en el Pacífico Sudeste. 4. Presentaciones técnicas sobre impactos antropogénicos en mamíferos marinos en el Pacífico Sudeste (10

minutos de exposición y 5 minutos para preguntas y respuestas)

4.1. Módulo I. Explotación directa y captura incidental. 4.1.1. Período de Discusión

4.2. Módulo II. Impacto del Turismo. 4.2.1. Período de Discusión

4.3. Módulo III. Contaminación y degradación de hábitat. 4.3.1. Período de Discusión

4.4. Módulo IV. Otros impactos. 4.4.1. Período de Discusión

5. Identificación de las principales causas de impacto en mamíferos marinos en los países de la región y

priorización de acciones para mitigarlos. 6. Presentación y Aprobación del Informe. 7. Clausura del Taller.


22

ANEXO 4



AGENDA PROVISIONAL ANOTADA 1. Instalación del Taller El Taller se instalará luego de una ceremonia de inauguración con la participación de las autoridades del Gobierno de Colombia y representantes de la Comisión Permanente del Pacífico Sur, en su calidad de Secretaría Ejecutiva del Plan de Acción para la Protección del Medio Marino y Áreas Costeras del Pacífico Sudeste. 2. Organización de la Reunión

2.1 Reunión informal de consulta En una reunión previa entre la Coordinadora del Plan de Acción y los delegados de los Países Miembros, se coordinarán los arreglos necesarios para el desarrollo del Taller, así como para la elección del Presidente y Relator.

2.2 Elección del Presidente y el Relator En la primera sesión plenaria se procederá a la elección del Presidente y Relator del Taller.

2.3 Adopción de la Agenda y Calendario El Presidente someterá a consideración de la sesión plenaria la Agenda Provisional y el Calendario del Taller. 3. Informe de la Secretaría Ejecutiva del Plan de Acción del Pacífico Sudeste sobre los antecedentes

del proceso de implementación del Plan de Acción para la Conservación de los Mamíferos Marinos. La Secretaría Ejecutiva del Plan de Acción del Pacífico Sudeste presentará el informe correspondiente, a manera de introducción al desarrollo del Taller y para facilitar a los expertos una visión general sobre los antecedentes y las actividades regionales cumplidas en relación con el Plan de Acción para la Conservación de los Mamíferos Marinos en el Pacífico Sudeste, entre ellos los resultados de la III Reunión de Expertos para Revisar las Actividades del Plan de Acción para la Conservación de los Mamíferos Marinos, realizada en 2004 en Lima, Perú. 4. Presentaciones técnicas sobre impactos antropogénicos en mamíferos marinos en el Pacífico

Sudeste. La presentación de los trabajos permitirá dar cumplimiento de los principales objetivos del Taller en lo relacionado con el estado actual de conocimiento sobre el impacto de las actividades humanas en mamíferos marinos en los países del Pacífico Sudeste. Así como conocer el avance de las investigaciones y la aplicación de medidas de conservación de los mamíferos marinos en la región. Para facilitar las presentaciones técnicas, la Secretaría Ejecutiva del Plan de Acción las ha dividido en cuatro módulos: 1) Explotación directa y captura incidental; 2) Impacto del turismo; 3) Contaminación y degradación de hábitat; 4) Otras causas de impacto. Para mantener una mejor organización y desarrollo del taller se


23

seleccionará un relator por módulo, preferiblemente un especialista en el tema a tratar. Al final de cada sesión se abrirá un periodo de discusión para analizar la problemática. Los participantes al taller presentarán trabajos inéditos o recopilaciones de la información existente en sus respectivos países sobre los temas arriba mencionados. Las presentaciones serán de 15 minutos y 5 para preguntas y respuestas. Los expertos participantes deberán llevar al Taller un ejemplar del texto del trabajo y un resumen acompañado de una versión digital en disquete o CD. 5. Identificación de las principales causas de impacto en mamíferos marinos en la región y

priorización de acciones para mitigarlos.

Debido a la importancia y especificidad de los temas, se crearan grupos de trabajo para obtener las conclusiones pertinentes así como las recomendaciones de medidas de mitigación sobre problemas específicos y priorización de actividades. El Plan de Acción para la Conservación de los Mamíferos Marinos en el Pacífico Sudeste, contempla una gama de actividades relacionadas a la investigación, capacitación, divulgación y educación ambiental sobre mamíferos marinos. Igualmente, se identificaran los posibles mecanismos de cooperación nacional e internacional. Los organismos internacionales orientados a la investigación y conservación de los mamíferos marinos, entre ellos la Comisión Interamericana del Atún Tropical (CIAT), la Comisión Ballenera Internacional (CBI), la Convención sobre Especies Migratorias (CMS), el Convenio sobre la Diversidad Biológica (CDB), la Organización de las Naciones Unidad para la Agricultura y Alimentación (FAO), el Programa de las Naciones Unidad para el Medio Ambiente (PNUMA), la Unión Mundial para la Naturaleza (UICN), el Fondo Mundial para la Vida Silvestre (WWF), entre otros, están llamados a jugar un rol importante en el proceso de cooperación inter-agencial, para la protección efectiva de los mamíferos marinos. La región del Pacífico Sudeste deberá identificar mecanismos para fortalecer la cooperación internacional con los mencionados organismos internacionales para la adecuada aplicación del Plan de Acción para la Conservación de los Mamíferos Marinos del Pacífico Sudeste, en el marco de la conformación de asociaciones “partnerships”, recomendado por la Cumbre de Johannesburgo. 6. Presentación y aprobación de informe En sesión plenaria el Presidente del taller solicitará al relator dar lectura al proyecto de informe para la aprobación correspondiente. 7. Clausura del Taller En una ceremonia y con intervención de distinguidas autoridades de Colombia, la Secretaría Ejecutiva del Plan de Acción del Pacífico Sudeste y un representante de los expertos, se procederá a la clausura del Taller.


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SEGUNDA PARTE

TRABAJOS PRESENTADOS


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IMPACTOS REALES Y POTENCIALES DE LAS ACTIVIDADES ANTROPOGÉNICAS SOBRE MAMÍFEROS MARINOS EN CHILE: NUTRIAS

CARLOS OLAVARIA1, RICARDO ÁLVAREZ2, RICARDO CORREA3, MANUEL BADILLA4 Y HÉCTOR CARRASCO5

1Centro de Estudios del Cuaternario (CEQUA), Punta Arenas, Chile. 2Conservación Marina, Valdivia. 3Chinchimén, Maitencillo. 4Facultad de Ciencias, Universidad Católica de la Santísima Concepción, Concepción. 5Facultad de Medicina Veterinaria, Universidad de Concepción, Chillán, Chile. De las cuatro especies de nutrias Sudamericanas, dos habitan la costa del Pacífico Sur, el chungungo (Lontra felina) y el huillín (Lontra provocax). El chungungo se distribuye desde el centro de Perú hacia el sur, a lo largo de toda la costa Chilena hasta el Cabo de Hornos, extendiéndose hacia el este hasta Tierra del Fuego e isla de los Estados, Argentina. El hábitat que principalmente usa L. felina es el litoral rocoso escarpado expuesto, lo que hace que al sur de Chiloé solo ocupe el sector exterior de canales. El huillín habita los cuerpos de agua dulce del sur de Chile y parte de Argentina, sin embargo, al sur de Chiloé habita también aguas marinas protegidas de canales y fiordos. Varios tipos de interacciones antropogénicas han sido descritas, sin embargo, éstas solo son cualitativas, ya que no se han realizado estudios que cuantifiquen estas interacciones. Dentro de la explotación directa y captura incidental se tiene registro de caza de chungungos por parte de pescadores artesanales en sectores costeros de Caleta Chañaral (Región de Atacama), caleta La Herradura de Coquimbo (Coquimbo), Maitencillo y Ventanas (Valparaíso), Lebu (Bio-Bio) y en Caleta Estaquilla, provincia de Llanquihue (Los Lagos). En todos ellos el motivo de la caza ha sido la extracción de la piel de chungungos, dejando el resto del cuerpo. De manera accidental se han detectado capturas de chungungo, principalmente en redes de pescadores artesanales, las cuales son dejadas en sectores de costa rocosa muy cercanos a la orilla, invadiendo las zonas de desplazamiento normal de esta especie, como sucede en los alrededores de Caleta Chaihuín, provincia de Valdivia (Los Lagos). También se han registrado capturas accidentales de

chungungos en trampas de jaibas en Puchuncaví y Quintero (Valparaíso). Un factor que se ha registrado en sectores de las regiones de Coquimbo, Valparaíso y Los Lagos, es el efecto de perros vagabundos, quienes han sido registrados cazando individuos de nutrias, existiendo también el riesgo de transmisión de enfermedades a las nutrias. Se han registrado capturas accidentales de huillines en trampas para castores en la región de Magallanes, aunque en ambientes dulceacuícolas (J. Cabello, SAG-Magallanes, com. pers.) No se han registrado interacciones con actividades turísticas, debido a que este tipo de actividad es mínima en las dos especies de nutrias. Sin embargo, aspectos indirectos de otros tipos de turismo y recreación pueden estar afectando a las nutrias al utilizar el hábitat de éstas, principalmente para el desarrollo de infraestructura. Tampoco se han registrado hasta el momento efectos directos producidos por contaminación sobre ninguna de las dos especies de nutrias. Sin embargo, considerando el rol que tienen las nutrias como depredadores tope en los ecosistemas costeros es necesario evaluar potenciales impactos indirectos que estén afectando, debido a la contaminación costera por asentamientos humanos. Quizás uno de los aspectos más importante y menos estudiado en las interacciones antropogénicas y nutrias ha sido el efecto que han tenido los distintos usos que se hacen del borde costero, como asentamientos humanos, industriales, carreteros cultivos marinos, todos los cuales intuitivamente deben haber presionado por el uso de espacio a ambas especies de nutrias.


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INTERACCIONES ANTROPOGÉNICAS CON MAMÍFEROS MARINOS DE CHILE: BALLENAS AZULES Y JOROBADAS

CARLOS OLAVARRÍA1 Y RODRIGO HUCKE-GAETE2,3

1Fundación Centro de Estudios del Cuaternario (CEQUA). Plaza Muñoz Gamero 1055, Punta Arenas, Chile. Email: [email protected]. 2Instituto de Ecología y Evolución, Universidad Austral de Chile. Casilla 567, Valdivia, Chile.

Email: [email protected]. 3Centro Ballena Azul, Valdivia, Chile. Las grandes ballenas fueron históricamente objeto de uso comercial en aguas chilenas (ver Aguayo et al., 1998, para una revisión cronológica sobre la industria ballenera en Chile). En un comienzo fueron explotados cachalotes, ballenas francas y, en menor medida, ballenas jorobadas, para luego cambiar a especies mas difíciles de capturar como ballenas azules, fin, sei y de Bryde. Con el desarrollo de esta actividad, principalmente por parte de empresas extranjeras, fue necesario regular y proteger los recursos nacionales, lo que entre otras razones generó la creación de la Comisión Permanente del Pacifico Sur, la cual emitió los primeros reglamentos para la caza de estos recursos en aguas del Pacífico Sudeste. Como producto de la sobreexplotación de ballenas, desde 1984 se estableció una moratoria de captura de cetáceos en aguas chilenas. A partir de esa fecha son escasas las instancias en que estos recursos son utilizados, hasta que a finales de la década de 1990 y comienzos de la década del 2000 dos lugares en el sur de Chile continental comienzan a destacarse por la observación turística de ballenas: Chiloé, donde frecuentan las ballenas azules y jorobadas, y el estrecho de Magallanes por ballenas jorobadas. En esta presentación se revisaron los resultados más importantes de investigaciones científicas realizadas en estas dos áreas, con el objetivo de identificar las posibles amenazas provenientes de las actividades antropogénicas. Desde comienzos de la década del 2000 se han registrado en la zona de Chiloé y golfo de Corcovado, especialmente entre los meses de diciembre a abril, agregaciones de ballenas azules (Balaenoptera musculus) (Hucke-Gaete et al., 2003) y ballenas jorobadas (Megaptera novaeangliae) (Hucke-Gaete et al., 2006). Ambas especies llegan cada verano a estas zonas para alimentarse. Actualmente, la observación de ballenas en el área es una actividad económica incipiente, pero será importante adoptar códigos de conducta para los operadores turísticos a fin de minimizar el efecto que este tipo de actividad puede generar, como ha sido demostrado en varias especies de cetáceos en otros lugares (i.e. Richter et al., 2006). En el área hay un importante tráfico de embarcaciones pesqueras, de apoyo a actividades de acuicultura y de turismo, cuyo impacto no ha sido considerado. Recientemente se ha promovido la creación de

un área marina costera protegida de múltiples usos en el golfo de Corcovado y costa occidental de Chiloé, la cual se espera se convierta en una herramienta para el manejo y la conservación de estas especies amenazadas. Desde fines de la década del 1990 se han registrado ballenas jorobadas alimentándose en el estrecho de Magallanes (Gibbons et al., 2003). Estas ballenas han mostrado una alta filopatría al área (Acevedo et al., 2006), un vinculo migratorio con sectores reproductivos del Pacifico Sur Oriental (Acevedo et al., en imprenta) y una aparente segregación con la población que se alimenta en la península Antártica (Acevedo et al., en imprenta; Olavarría et al., 2006). Desde agosto del 2003, ésta zona se convirtió en un área marina costera protegida para múltiples usos, siendo uno de los principales criterios para justificarla el que sea un sitio conocido de alimentación de la ballena jorobada en el extremo sur del continente y fuera de las aguas antárticas. La actividad de observación de ballenas está en estado de desarrollo, existiendo ya compañías que ofrecen este servicio. Su impacto aun es desconocido. Sin embargo, una de las actividades antropogénicas que puede tener mayor impacto en esta población podría ser el tráfico marítimo, ya que por el área navegan naves de gran calado. REFERENCIAS Acevedo, J.A., A. Aguayo-Lobo & L.A. Pastene. 2006. Filopatría de

la ballena jorobada (Megaptera novaeangliae Borowski, 1781), al área de alimentación del estrecho de Magallanes. Revista de Biología Marina y Oceanografía 41:11-19.

Acevedo, J., K. Rasmussen, F. Félix, C. Castro, M. Llano, E. Secchi, M.T. Saborio, A. Aguayo-Lobo, B. Haase, M. Scheidat, L. Dalla-Rosa, C. Olavarría, P. Forestell, P. Acuña, G. Kaufman & L. Pastene. En imprenta. Migratory destination of humpback whales from the Magellan Strait feeding ground, Southeast Pacific. Marine Mammal Science.

Aguayo-Lobo, A., D. Torres & J. Acevedo. 1998. Los Mamíferos Marinos de Chile: I. Cetacea. Serie Cientifica INACH 48:19-159.

Gibbons, J., J.J. Capella & C. Valladares. 2003. Rediscovery of a humpback whale (Megaptera novaeangliae) feeding ground in the Straits of Magellan, Chile. Journal of Cetacean Research and Management 5:203-208.

Hucke-Gaete, R., L.P. Osman, C.A. Moreno, K.P. Findlay & D.K. Ljungblad. 2003. Discovery of a blue whale feeding and nursing


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ground in southern Chile. Proceedings of the Royal Society of London Series B-Biological Sciences (Supplement) 271:S170–S173.

Hucke-Gaete, R., J.P. Torres-Flórez, F.A. Viddi, S. Cuellar, Y. Montecinos & J. Ruiz. 2006. A new humpback whale (Megaptera novaeangliae) feeding ground in northern Patagonia, Chile: extending summer foraging ranges. Report SC/58/SH10 to the Scientific Committee of the International Whaling Commission. St Kitts and Nevis 26 May - 6 June 2005.

Olavarría, C., A. Aguayo, J. Acevedo, L. Medrano, D. Thiele & C.S. Baker. 2006. Genetic differentiation between two feeding areas of the Eastern South Pacific humpback whale population: Update on SC/57/SH3. Report SC/A06/HW29 to the Inter-sessional workshop for the Comprehensive Assessment of Southern Hemisphere humpback whales Scientific Committee of the International Whaling Commission. Hobart, 3 - 7 April 2006.

Richter, C., S. Dawson & E. Slooten. 2006. Impacts of commercial whale watching on male sperm whales at Kaikoura, New Zealand. Marine Mammal Science 22:46-63.


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DESAFÍOS DE CONSERVACIÓN PARA DELFINES Y MARSOPAS COSTERAS DE LA ISLA CHILOE, SUR DE CHILE

SONJA HEINRICH Y PHIL HAMMOND

Sea Mammal Research Unit, University of St Andrews, KY16 8LB, UK. Email: [email protected]. Esta presentación resumió la distribución y los patrones de movimiento de pequeños cetáceos en aguas costeras del archipiélago de Chiloé (42-43°S), en el sur de Chile, y delinea áreas de sobreposición espacial con actividades antropogénicas (Heinrich y Hammond, 2006). Transectos visuales desde botes fueron realizados en 212 días en Chiloé central y sur durante veranos y otoños australes consecutivos, desde enero 2001 hasta abril de 2004. Delfines chilenos (Cephalorhynchus eutropia) fueron avistados consistentemente en las mismas bahías y canales del sur de Chiloé, pero fueron solo ocasionalmente encontrados en Chiloé central. Delfines chilenos tuvieron una distribución restringida y ocurrieron principalmente en aguas someras (<20m de profundidad) dentro de los 500m de la costa. Avistamientos regulares de individuos foto-identificados sugieren fidelidades temporales estables de pequeña escala y patrones de movimientos limitados. Delfines australes (Lagenorhynchus australis) estuvieron distribuidos sobre una mayor área, pero en un rango similar de profundidad y distancia a la costa que los delfines chilenos, mostrando, sin embargo, una pequeña sobreposición con ellos. Delfines australes foto-identificados mostraron solo una fidelidad

espacial limitada y podrían haberse desplazado mas allá de los bordes de las áreas de estudio seleccionadas. Marsopas espinosas (Phocoena spinipinnis) fueron solo avistadas en dos áreas de aguas mas profundas de Chiloé central. Sobreposición espacial entre las especies de cetáceos pequeños y actividades antropogénicas, particularmente cultivos marinos (de mariscos y salmones) fueron comunes en ambas áreas de estudio. Otras actividades humanas incluyeron extracción de invertebrados marinos desde bancos naturales, pesquería de pequeña escala de enmalle, tráfico marino y la emergente industria de ecoturismo marino. Potenciales amenazas a la continua ocupación de importantes hábitats costeros por las tres especies de cetáceos fueron discutidas. REFERENCIAS Heinrich, S. & P.S. Hammond. 2006. Conservation challenges for

coastal dolphins and porpoises off isla Chiloé, southern Chile. Reporte SC/58/SM28 al Comité Científico de la Comisión Ballenera Internacional. St Kitts and Nevis, 26 de mayo - 6 de junio 2006.


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INTERACCIONES ANTROPOGÉNICAS CON PEQUEÑOS CETÁCEOS EN EL EXTREMO SUR DE CHILE CONTINENTAL

FRANCISCO A. VIDDI1,2

1Marine Mammal Research Group, Graduate School of the Environment, Macquarie University, NSW 2109, Sydney, Australia. 2Centro Ballena Azul, Valdivia, Chile. Email: [email protected]. Las aguas de Chile son reconocidas por mantener una de las productividades biológicas más importantes del mundo. Esta extraordinaria productividad origina una importante variedad de hábitats para una alta diversidad de especies de ballenas y delfines. En las costas del sur de Chile las especies de pequeños cetáceos más representativas incluyen el delfín chileno (Cephalorhynchus eutropia), el delfín austral (Lagenorhynchus australis), la marsopa espinosa (Phocoena spinipinnis), el tursión (Tursiops truncatus), la orca (Orcinus orca), y el delfín oscuro (Lagenorhynchus obscurus). Debido a su distribución costera, algunas de estas especies se encuentran expuestas a amenazas antropogénicas directas e indirectas. Explotación directa, principalmente para consumo humano o para uso de carnada en pesquerías locales artesanales, y capturas incidentales se han registrado en la isla Chiloé, fiordo Comau, fiordo Reñihue, costa de Valdivia, Chaitén, archipiélago de las Guaitecas, bahía Tic Toc y estrecho de Magallanes (observaciones personales de y comunicaciones a S. Heinrich y F. Viddi). Las capturas indirectas se han visto principalmente relacionadas con la pesca del róbalo (Eleginops maclovinus) y corvina (Cilus gilberti), que se extraen con redes agalleras. Lamentablemente, en el presente no existe un esfuerzo dedicado a cuantificar los impactos de estas capturas. Quizás, uno de los problemas principales para la conserva-ción de pequeños cetáceos es la pérdida significativa de hábitats costeros críticos, debido principalmente al desarrollo de actividades humanas. En Chile el turismo de observación de cetáceos es una industria incipiente y no se han evaluado los efectos sobre poblaciones de delfines. Tampoco se ha considerado el efecto del trafico de embarcaciones relacionadas con otro tipo de turismo, como en los fiordos y canales del sur de Chile, donde las rutas utilizadas por los operadores turísticos se sobreponen a áreas de gran utilización de pequeños cetáceos, como es el caso del fiordo Comau (observaciones personales F. Viddi) y laguna San Rafael (M. Flores, datos no publicados). En el sur de Chile, una de las actividades más representa-tivas y de gran importancia económica es la producción de salmónidos, seguido por la de mitílidos. Debido a que el cultivo de salmones y mitílidos es masivo, se produce una elevada tasa de biodepósito de fecas y alimento externo

(pelets) que genera como consecuencia un intenso enriquecimiento del fondo marino y la columna de agua, disminuyendo al cantidad de oxigeno disponible. Esto produce un impacto significativo en el ambiente modificando la comunidad marina y la biodiversidad, lo cual acarrea efectos indirectos sobre poblaciones de depredadores de alto nivel trófico como los delfines. Estos cultivos además ocupan espacio tridimensional en aguas costeras y afectan la utilización de hábitat por parte de delfines (Ribeiro et al., en imprenta; Heinrich, 2006; Viddi et al., 2006). Finalmente, existe evidencia que el trafico de embarcaciones, generado por la industria acuícola, provoca efectos significativos en los patrones normales de conducta y la cohesión grupal de delfines chilenos en la isla de Chiloe (Ribeiro et al., 2005). Se ha evidenciado una fuerte asociación de delfines y ríos en la zona de los fiordos de la Patagonia norte (Viddi et al., 2006). Sin embargo este vínculo no se da uniforme para todas las especies, observándose delfines chilenos preferentemente en aquellas áreas cercanas a los ríos de aguas turbias y con alto contenido de sedimento glaciar; mientras que los delfines australes tienen una mayor preferencia por aquellos ríos de aguas claras, cuyo origen es lacustre. Las implicancias de estos resultados en la conservación de las especies de delfines mencionadas se basan en la pérdida de ríos o ciclos hídricos que son esenciales para su sobrevivencia y la intención del gobierno de Chile de incentivar el desarrollo de grandes hidroeléctricas en la zona de los fiordos, las cuales podrían tener serias consecuencias sobre las poblaciones locales de delfines. La contaminación producida tanto por las actividades acuícolas, como por el desarrollo costero (urbano, portuario, etc.) ha traído como principal consecuencia la degradación del ecosistema marino. Esta degradación se ha visto en parte reflejada por la presencia de heridas en la piel de delfines chilenos, australes y tursiones (Viddi et al., 2005). Estas heridas, provocadas posiblemente por un poxvirus y hongos, son potencialmente serias debido a las infecciones producidas. En el caso de una cría de delfín chileno, observado con serias heridas en la piel provocadas por hongos, fue además visto con serias dificultades para respirar y nadar, señales de infecciones internas y grave deterioro general de salud.


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REFERENCIAS Heinrich, S. 2006 Ecology of Chilean dolphins and Peale's dolphins

at Isla Chiloe, southern Chile. Unpublished PhD Thesis. St. Andrews: University of St Andrews. 288 p.

Ribeiro, S., Viddi, F. A., Cordeiro, J. L. & Freitas, T. R. O. En imprenta. Fine-scale habitat selection of Chilean dolphins (Cephalorhynchus eutropia): interactions with aquaculture activities in southern Chiloé Island, Chile. Journal of the Marine Biological Association of the United Kingdom.

Ribeiro, S., Viddi , F. A. & Freitas, T. R. O. 2005 Behavioural responses by Chilean dolphins (Cephalorhynchus eutropia) to boats in Yaldad bay, Southern Chile. Aquatic Mammals 31, 234-242.

Viddi, F.A., Van Bressem, M.F., Lescrauwaet, A.K. and Bello, M.E.

(2005). First records of skin lesions in coastal dolphins off southern Chile. 16th Biennial Conference on the Biology of Marine Mammals, Society for Marine Mammalogy, San Diego, California, USA. 12-16 December 2005. (Panel presentation)

Viddi, F. A., Balkenhol, L., Ribeiro, S., Hucke-Gaete, R., de la Torriente, A., Torres-Flórez, J. P., Heinrich, S. & Bello, M. 2006 Are rivers important for marine dolphins?: Towards the conservation of two linked ecosystems in the Chilean Northern Patagonian fjords. In 20th Annual Meeting of Society for Conservation Biology– Conservation Without Borders, 24 - 28 June. San Jose, California, USA.


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INTERACCIONES ENTRE LOS MAMÍFEROS MARINOS Y LA PESQUERÍA DEL BACALAO DE PROFUNDIDAD EN EL SUR DE CHILE

RODRIGO HUCKE-GAETE1,2, CARLOS A. MORENO2 Y JAVIER ARATA2

1Instituto de Ecología y Evolución, Universidad Austral de Chile. Casilla 567, Valdivia, Chile. 2Centro Ballena Azul, Valdivia, Chile.

Email: [email protected] Esta presentación se basó en un estudio sobre las interacciones operacionales entre cachalotes (Physeter macrocephalus) y orcas (Orcinus orca) con la pesquería industrial de bacalao de profundidad (Dissostichus eleginoides), las cuales fueron evaluadas a través de viajes de pesca en buques industriales con observadores científicos, entre abril de 2002 y marzo de 2003 (Hucke et al., 2004). En 180 lances observados la evidencia de daños cuando los cetáceos estuvieron presentes incluyeron: labios (n=121), cabezas (n=16) y troncos (n=3). La tasa promedio de depredación fue 3% (±2% IC 95%; n=180 lances) y varió entre 0% y 100%. Considerando que no se observó interacción en 153 (84%) de los lances efectivamente observados, y que la moda y la mediana de la tasa de depredación fue cero, el impacto global de los cetáceos sobre el rendimiento de pesca se considera bajo. Cuando se avistaron grupos mixtos de cachalotes y orcas (n=12) la tasa de depredación disminuyó a cero; lo anterior podría deberse a que las orcas prefieren depredar sobre los cachalotes que

remover peces de los espineles, como lo sugiere la respuesta defensiva de los cachalotes frente a las orcas (agrupamientos en formaciones paralelas). Altas densidades de cachalotes fueron encontradas asociadas con varios caladeros que tuvieron altos rendimientos de pesca. Esta relación tiende a apoyar la hipótesis que los caladeros de mayor producción pesquera son también zonas de alimentación tradicional de los cachalotes. La pérdida monetaria asociada con interacciones operacionales vinculadas a la depredación fue de US $92,684 (IC 95% US $47,302–153,745) para la flota completa durante la temporada, con un promedio de pérdida por lance de US $138 (IC 95% US $74.76–249.3). REFERENCIAS Hucke-Gaete, R., C.A. Moreno & J.A. Arata. 2004. Operational

interactions of sperm whales and killer whales with the Patagonian toothfish industrial fishery off southern Chile. CCAMLR Science 11:127–140.


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VARAMIENTO DE CETÁCEOS EN CHILE 1970-2005 Y SU RELACIÓN CON IMPACTOS ANTROPOGÉNICOS

BÁRBARA GALLETTI VERNAZZANI1 Y ELSA CABRERA2

1Centro de Conservación Cetacea (CCC), Casilla 19178 Correo Lo Castillo, Santiago, Chile. 2Centro de Conservación Cetacea (CCC). E-mail: [email protected]

RESUMEN

Si bien el registro de varamientos en Chile ha aumentado en los últimos años, éste no ha sido de carácter sistemático. Nuestro análisis de 72 registros de varamientos ocurridos entre 1970 y 2005, evidencia la dificultad de determinar las causas de muerte y corrobora que las principales causas de varamientos de cetáceos relacionadas a factores antropogénicos incluirían enmallamiento en redes de pesca y captura directa. El presente trabajo propone el fortalecimiento del registro de información sobre varamientos que incluya la participación activa de la ciudadanía, junto con una coordinación a nivel regional e internacional de bases de datos centralizadas y estandarizadas, que permitan identificar posibles causas de muerte y determinar potenciales relaciones con actividades antropogénicas. Adicionalmente, este trabajo presenta las áreas y especies más impactadas en el país y propone mecanismos que faciliten el desarrollo de medidas tendientes a minimizar los impactos antropogénicos en las poblaciones de cetáceos.

ABSTRACT Although the stranding recording has increased in recent years in Chile, it has not occurred systematically. Our analysis of 72 strandings records occurred between 1970 and 2005 shows the difficulty in determining the causes of death and corroborates that the main causes of cetacean strandings are related to anthropogenic factors such as entanglement in fishing gear and direct capture. This document proposes the strengthening of mechanisms to collect information regarding strandings taking into account the active participation of the community. It also proposes the implementation of cooperation programs at regional and international levels oriented to identify causes of death and possible anthropogenic threats. We also present the areas and more affected species in the country and proposes mechanisms to facilitate the adoption of measures oriented to minimize anthropogenic impacts over cetacean populations.

INTRODUCCIÓN Las amenazas de origen antropogénico para los cetáceos incluyen capturas letales directas para consumo y control de predadores; capturas letales indirectas producto de enmallamientos y colisiones; remoción de individuos silvestres; y pérdida y degradación de hábitat, entre otros (Reeves et al., 2003). En Magallanes, XII región, se han registrado capturas intensas de L. australis y C. comersonii, y en menor grado de C. eutropia, con el fin de utilizar su carne como carnada para la industria de la centolla y centollón (Torres et al., 1979, Cárdenas et al., 1987, Goodall et al., 1988) y la captura de individuos vivos de C. commersonii para abastecer la industria del cautiverio (Cornell et al., 1988). Diversos autores (e.g. Sielfeld, 1983; Aguayo et al., 1998; Aguayo, 1999) han entregado antecedentes generales sobre las posibles amenazas que enfrentan diversas especies de cetáceos en aguas chilenas. Análisis cuantitativos sobre las diversas causas de muerte que han afectado a algunas poblaciones de cetáceos o áreas específicas han sido entregados por otros autores (Guerra et al., 1987; Aguayo et

al., 1992). Finalmente, una reciente recopilación de colisiones entre embarcaciones y especies de grandes y pequeños cetáceos en el hemisferio sur, presenta información sobre eventos registrados en Chile (Van Waerebeek et al., 2006). Considerando que la determinación de causas y tasas de mortalidad son indispensables para proponer medidas adecuadas para la conservación de los cetáceos, el presente trabajo entrega 29 nuevos registros de varamientos de cetáceos ocurridos en Chile y revisa los registros existentes entre 1975 y 2005, con el fin de comprender el impacto antropogénico actual, proponer un sistema para mejorar la recolección de información y sugerir medidas generales de conservación para las áreas y especies más afectadas. MATERIALES Y MÉTODOS La base de datos analizada incluye un total de 72 varamientos de cetáceos, de los cuales 29 registros nuevos han sido documentados por medio de la Red de Avistamientos de Mamíferos Marinos de Chile (RAMMC) del Centro de Conservación Cetacea (CCC), o han sido atendidos por personal especializado de CCC. Los restantes


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43 eventos provienen de la revisión crítica de publicaciones, para seleccionar sólo aquellos casos de varamientos de cetáceos o de desembarque de cetáceos a puerto entre 1975 y 2005. Los registros de restos óseos donde no se pudo determinar la causa de muerte fueron excluidos. Cinco casos de animales avistados flotando muertos y con signos de colisión o enmallamiento fueron también descartados. Tampoco se incluyó eventos de muerte por captura directa e indirecta, capturas comerciales realizadas antes de 1984, o capturas para la industria del cautiverio. Cuando dos autores citaban un mismo varamiento, se anotó la cita más temprana salvo que importante información estuviese contenida en la siguiente. Los registros de varamientos informados a través de la RAMMC provienen de personal de la Dirección General del Territorio Marítimo y de Marina Mercante (DIRECTEMAR), el Servicio Nacional de Pesca (SERNAPESCA), asociaciones de pescadores y comunidades costeras. Generalmente la evaluación superficial de los especímenes es el método más frecuentemente utilizado por lo que la determinación de las causas de muerte correspondería principalmente a las más evidentes visualmente. Se asignó a las causas de muerte las siguientes categorías: indeterminada (I), enmallamiento (E), captura directa (CD), colisión (C), otros antropogénicos (OA, i.e. contaminación acústica y pérdida de hábitat) y no antropogénica (NA). Las áreas geográficas fueron establecidas de acuerdo a las regiones administrativas del país que cuentan con litoral costero, desde la I región (18.5º S / 70.5º W), hasta la XII región (56º S / 67º W), siendo éstas no uniformes en cuanto a longitud del borde costero. Se incluyeron además los sectores costeros de isla de Pascua (IP) y el archipiélago Juan Fernández (AJ). La península antártica fue excluida del análisis. Se analizó la proporción entre las causas de muerte y especies o áreas geográficas, la recolección de datos de varamientos a través del tiempo y la relevancia de ser atendidos por personal especializado para determinar la causa de muerte. RESULTADOS Los 72 registros de varamientos incluyen las ocho familias de cetáceos presentes en Chile (Balaenopteridae, Balaenidae, Neobalaenidae, Physeteridae, Kogiidae, Ziphiidae, Delphinidae y Phocoenidae) y documentan el varamiento de 26 especies, más dos rorcuales no identificados y un delfín no identificado. Del total de registros, 32 (44%) se refieren a grandes cetáceos y 40 (56%) a pequeños cetáceos.

Los registros de varamientos más frecuentes corresponden a cachalotes (n=12, 17%) y ballenas minke (n=6, 8%). El promedio para las especies es de 2.6 varamientos (n=26; CI 95% 1.6-3.6) (Figura 1).

Figura 1. Frecuencia de eventos de varamiento por especie. Respecto a las causas de muerte, un 55% corresponde a indeterminada, 18% a enmallamiento, 13% a captura directa con arma de fuego o arpón, 7% a causas no antropogénicas, 4% a colisión con embarcaciones y 3% a posible contaminación acústica o pérdida de hábitat. La figura 2 presenta el número de varamientos y sus proporciones en cada categoría. Se excluyen aquellos casos de causa de muerte indeterminada.

Figura 2. Eventos de varamientos y causas asociadas de muerte. Se excluyen las causas de muerte indeterminadas. Para pequeños cetáceos, la principal causa de muerte determinada correspondió a enmallamientos (n=9, 45%) y captura directa (n=7, 35%) mientras que para los grandes cetáceos, las causas correspondieron a enmallamientos (n=4, 33%) y no antropogénico (n=3, 25%). Especies Documentadas Cachalote (Physeter macrocephalus) La especie que registró más varamientos fue el cachalote. De un total de 12 registros, uno proviene de la década del 80, tres de la década del 90 y los otros fueron documentados

02468

101214

E CD C OA NA

Causa de Muerte

Núm

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de E

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Eventos por Especie

Frec

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ia


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entre 2003 y 2005. De ellos, cuatro ocurrieron en la VIII región, dos en las regiones II, IV y X y sólo uno en las regiones V y VI. Entre las causas de muerte, dos corresponderían a enmallamiento (Aguayo-Lobo, 1999), uno a colisión con embarcación y uno a causas no antropogénicas (este trabajo). Dos ejemplares fueron identificados como machos y dos como hembras. Personal del CCC realizó la necropsia del ejemplar de la X región cuya posible causa de muerte correspondería a un aborto o un ejemplar nacido muerto, ya que se trataba de una cría hembra de 3.49m, con las líneas de nacimiento aún visibles y pulmones colapsados. Ballena franca austral (Eubalaena australis) Los registros de varamiento de ballena franca austral provienen de la década de 1980 y se ubican en las regiones VIII y VII. Una de las causas de muerte fue por captura directa con arpón (Aguayo et al., 1992) y otra atribuida a pérdida de hábitat (Canto et al., 1990). Sin embargo, sobre esta última y con base en el análisis de fotografías que muestran heridas profundas en la cabeza del ejemplar cría, resulta más probable que la causa de muerte haya sido enmallamiento y no pérdida de hábitat. Ballena minke (Balaenoptera bonaerensis) Pese a que uno de los varamientos es referido a la especie B. acutorostrata (Guerra et al., 1987), en Chile sólo se ha considerado la presencia de B. bonaerensis. Para esta especie se registró el varamiento de al menos 6 ejemplares, uno ocurrido en la II región en 1979 y los otros cinco entre 2003 y 2005 en las regiones VIII, XI y XII. Los únicos dos casos de enmallamiento provienen de los ejemplares varados en las regiones II y VIII, el último correspondió a una cría macho (IWC, 2005). Los tres ejemplares varados en la XII región fueron encontrados el 12, 17 y 21 de abril de 2004 en alrededores de la isla Navarino, para dos de ellos la causa de muerte probable fue atribuida al ataque de orcas, es decir causa no antropogénica (IWC, 2005). Ballena de aleta (Balaenoptera physalus) Tres varamientos se han registrado para esta especie (este trabajo). Las causas de muerte permanecen indeterminadas y todos los ejemplares registraron un tamaño menor a 15m, por lo que se presume que se podría tratar de juveniles. Dos ejemplares vararon en la V región entre 2004 y 2005, un macho y una hembra respectivamente. El ejemplar de 2003 varó al sur de Arica, I región, y fue faenado para consumo humano. Ballena sei (Balaenoptera borealis) Los únicos dos varamientos registrados de ballena sei ocurrieron en la VIII región (San Vicente en 2003 y Coliumo en 2005) y se tratarían de ejemplares hembras (este trabajo). Sobre el primer ejemplar personal del CCC y de la Universidad de Concepción que pudieron trabajar sobre el

ejemplar, consideraron que no existía evidencia para poder determinar la causa de muerte. El segundo varamiento presentaba una aleta pectoral cortada, pero no podría atribuirse como causa de muerte por colisión. Alfaguara (Balaenoptera musculus) Existen dos registros de varamientos para esta especie, uno en 1997 y otro en 2005. Ambos situados en la costa oeste de la X región, el primero cerca de los 41º30’S al norte del canal de Chacao, y otro cerca de 42ºS en el noroeste de la isla de Chiloé (este trabajo). Las causas de ambos varamientos fueron indeterminadas. El último ejemplar correspondió a un macho y personal del CCC realizó trabajos de morfometría y recolección de muestras. Gracias al trabajo cooperativo realizado entre CCC, el Museo Regional de Ancud y las comunidades de Puñihuil y Pumillahue, los restos óseos fueron rescatados y actualmente es el único esqueleto de ballena azul exhibido en Sudamérica. Otras especies que registran varamientos son Tursiops truncatus, Grampus griseus, Globicephala melas, Delphinus delphis, Lagenorhynchus obscurus, Caperea marginata, Cephalorhynchus eutropia, Globicephala macrorhynchus, Kogia breviceps, Lagenorhynchus austral, Lagenorhynchus cruciger, Lissodelphis peronii, Megaptera novaeangliae, Mesoplodon densirostris, Mesoplodon traversii, Orcinus orca, Phocoena spinipinnis, Pseudorca crassidens, Steno brenadensis y Ziphius cavirostris. Cabe mencionar los varamientos masivos más importantes ocurridos en Chile correspondiente a Pseudorca crassidens con 103 animales (Fuentes 1987) y Globicephala melas con 125 animales (Venegas & Sielfeld, 1980). Áreas Geográficas Cada área geográfica cuenta con distinto número poblacional en sectores urbano y rural además de una gran variación respecto de la longitud del borde costero, por lo que el esfuerzo de detección no sería uniforme. Sin considerar lo anterior, las áreas que registraron mayor número de varamientos correspondieron a las regiones VIII (20%), II (18%), X y XII (13%), IV (11%) y V (10%). No obstante, al calcular para las mismas regiones, la proporción de varamientos por causa de muerte antropogénica sobre el número total de varamientos, éstas serían de 50% para la VIII, 54% para la II, 33% para la X, 22% para la XII, 13% para la IV y 43% para la V. De acuerdo a ello, las zonas más afectadas por impactos antropogénicos corresponderían a las regiones VIII, II, V y X (Figura 3). Recolección de datos Los periodos analizados corresponden a 1975-1979, 1980-1989, 1990-1999 y 2000-2005. En la década de 1980, el


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esfuerzo en el registro de varamientos fue prometedor pero disminuyó en la década de 1990. Después del año 2000 los registros volvieron a aumentar. En este último periodo se registra el mayor número de eventos (Figura 4). El número de eventos en los cuáles equipos especializados pudieron realizar trabajos sobre algún ejemplar es de 22 (31%) y en su mayoría no se pudo efectuar un trabajo de necropsia completa o recuperar los restos óseos. En este sentido, no existe evidencia significativa para aseverar que el registro por parte de equipos especializados permita un mayor grado de determinación de causa de muerte que el aporte de la ciudadanía (n=72, p=0.58). No obstante lo anterior, la atención de varamientos por parte de personal especializado si podría ser relevante para obtener otro tipo de información necesaria, por ejemplo, para la determinación genética de las poblaciones, entre otros.

0

2

4

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10

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14

16

I II III IV V VI VII VIII X XI XII IP AJ

Área Geográfica

Núm

ero

de E

vent

os

Indeterminada Antropogénico No Antropogénico

Figura 3. Número de eventos de varamientos y causas de muerte asociadas según área.

05

101520253035

70's 80's 90's 2000-2005

Década

Vara

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ntos

Indeterminada No Antropogénico Antropogénico

Figura 4. Número de eventos de varamiento y causas de muerte asociadas según período de tiempo. DISCUSION Y RECOMENDACIONES El enmallamiento accidental en redes de pesca es generalmente considerado la mayor causa de mortalidad de cetáceos a nivel mundial (Read et al., 2003). Esta captura indirecta ocurre también en Chile, siendo la principal

amenaza para las especies de cetáceos en general y en particular para pequeños cetáceos. Considerando que la captura directa de cualquier especie de grandes cetáceos se encuentra prohibida en aguas chilenas desde 1982 (Aguayo et al., 1998) y de toda especie de cetáceos desde 1995 (Minecon, 1995), resulta preocupante que esta causa de muerte sea la segunda más importante en el caso de pequeños cetáceos y que haya afectado a especies en delicado estado de conservación como la ballena franca austral. El litoral chileno cuenta con una longitud de más de 4,000km, por lo que el registro de 72 eventos de varamientos en 30 años correspondería a una cifra subestimada. Uno de los principales factores del mayor número de registros efectuados en la década de 1980 y posteriormente, a partir del 2000, podría deberse a una mayor participación ciudadana en el registro de varamientos debido a que en esos periodos se implementaron redes de avistamiento de cetáceos a nivel nacional coordinadas por organizaciones civiles. La necesidad de incrementar el registro de varamientos es evidente por lo que se recomienda fortalecer la Red de Avistamiento de Mamíferos Marinos de Chile de CCC e incluir varamientos con el fin de establecer una Red de Varamientos nacional que integre la participación de un amplio rango de la sociedad civil, con especial énfasis en autoridades marítimas y que la información sea reunida en una base de datos centralizada. Junto con ello resulta aconsejable fortalecer la cooperación regional dentro de la Comisión Permanente del Pacifico Sur mediante la coordinación entre redes de varamientos nacionales para establecer un catastro unificado de varamientos e impactos antropogénicos asociados. Considerando que la Comisión Ballenera Internacional y la Organización Marítima Internacional se encuentran en proceso de establecer mecanismos de cooperación en el registro de colisiones, sería recomendable que la Comisión Permanente del Pacifico Sur coordinara acciones con estos foros intergubernamentales para incrementar el registro de interacciones antropogénicas en el Pacifico Suroriental y avanzar hacia soluciones coordinadas. El hecho de que las causas de muerte determinadas suelen ser las más evidentes, indicaría que habría un sesgo en la determinación de éstas y probablemente la causa de muerte por colisión se encontraría subestimada. Adicionalmente, sobre el total de eventos de varamientos analizados en 32 oportunidades las causas de muerte fueron determinadas, sin embargo, en general la asignación de éstas fue realizada sin contar con suficiente evidencia como para establecerla con certeza.


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En este sentido, se recomienda estandarizar la información recolectada y establecer categorías de muertes asociadas (por ejemplo: confirmada/probable) y criterios de determinación (por ejemplo: visual/necropsia). Si bien la realización de necropsias no sería significativa para incrementar la determinación de la causa de muerte, ésta sería igualmente recomendable para obtener mayor información sobre el evento de varamiento y la biología de los animales involucrados. Para planificar el establecimiento de medidas de conservación, se recomienda establecer planes de acción nacional para la conservación de especies de preocupación y fortalecer monitoreo en áreas que registran un mayor impacto antropogénico, AGRADECIMIENTOS Quisiéramos agradecer en especial a la Dirección General del Territorio Marítimo y de Marina Mercante por su importante contribución a la Red de Avistamiento de Mamíferos Marinos de Chile (RAMMC) del Centro de Conservación Cetacea (CCC) así como a los otros miembros de la RAMMC que han permitido registrar 29 nuevos casos de varamientos. Quisiéramos además agradecer a Dr. Robert Brownell Jr. por su continuo apoyo al trabajo de CCC y su contribución al artículo. REFERENCIAS Aguayo, A., J.C. Cárdenas, & D. Torres. 1992. Análisis de

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INTERACCIÓN OPERACIONAL ENTRE OTÁRIDOS, PESQUERÍAS Y SALMONICULTURA EN ECOSISTEMAS MARINOS DE CHILE: UN CASO QUE NECESITA EVALUACIÓN

LAYLA P. OSMAN1,2, RODRIGO HUCKE-GAETE1,2, LUIS A. HÜCKSTÄDT3, MARITZA SEPÚLVEDA4 Y HÉCTOR PAVÉS5

1 Instituto de Ecología y Evolución, Universidad Austral de Chile, Casilla 567, Valdivia, Chile. 2 Centro Ballena azul (CBA) c/o WWF, Carlos Anwandter 624, Casa 4, Valdivia, Chile. www.ballenazul.org. 3 Long Marine Lab, University of California Santa Cruz, 100 Shaffer Road, Santa Cruz, CA 95060, USA. 4 Facultad de Ciencias, Universidad de Valparaíso, Gran Bretaña 1111, Playa Ancha, Valparaíso, Chile. 5 Instituto de Zoología, Universidad Austral de Chile, Casilla 567, Valdivia, Chile. E-mail: [email protected]; [email protected].

RESUMEN

Presentamos una revisión y análisis de las interacciones entre otáridos, pesquerías y salmonicultura en Chile. El análisis y recopilación de datos sugiere que existen efectos directos e indirectos tales como mortalidad accidental durante las faenas de pesca o por enmallamientos en redes de pesca, mortalidad directa, heridas, contaminación y destrucción de hábitat. Cabe destacar que el grado actual del conocimiento sobre la ecología e interacciones antropogénicas sobre estas especies en Chile es insuficiente, siendo este aspecto quizás la mayor amenaza actual. Lo anterior destaca la importancia de priorizar el fortalecimiento de los esfuerzos por desarrollar programas de investigación de largo plazo, para entender las relaciones de estas especies dentro de los ecosistemas y las potenciales amenazas con el fin de proponer planes de acción y mitigación para dichas interacciones y tender hacia un enfoque ecosistémico.

ABSTRACT

A review and analysis of interactions between otariids, fisheries and salmon farming is presented for Chile. The data analysis suggest that the interactions have direct and indirect effects such as accidental mortality during fishing activities or entanglement by fishing nets, direct mortality, wounds, contamination and habitat loss. It is important to highlight that the present state of knowledge about the ecology and anthropogenic interactions with otariids in Chile is insufficient, which is a major concern. This highlights the importance to develop a long-term research to understand the ecological relationships of this species on the ecosystem they relay and the threats they face, in order to propose mitigation planes for such interactions and going through an ecosystem management plan.

INTRODUCCIÓN El Pacifico Suroriental posee uno de los sistemas marinos mas productivos a nivel mundial, el Sistema de la Corriente de Humboldt (SCH), el cual comprende los ecosistemas de surgencias costeras de Perú y Chile (Morales & Lange, 2004). Este sistema sostiene gran parte de las pesquerías pelágicas mundiales y su productividad es un clásico ejemplo de aguas profundas ricas en nutrientes que favorecen la producción primaria y secundaria (Antezana, 2002). La actividad pesquera extractiva representa en Chile un importante componente de la economía nacional dividiéndose en pesquerías pelágicas y pesquerías demersales industriales o artesanales, las que se subdividen dependiendo del tamaño y capacidad extractiva de las embarcaciones utilizadas (ver www.subpesca.cl; Arata & Hucke-Gaete, 2005). Conjuntamente al desarrollo de la actividad extractiva comercial, desde 1980 se ha desarrollado en Chile la salmonicultura, la cual ha tenido un crecimiento exponencial en las últimas décadas, convirtiéndose en una de las principales fuentes económicas de ingreso para el país (Soto et al., 2001; Sepúlveda & Oliva, 2005). Gran parte de esta industria se concentra en las regiones X de los Lagos y

XI de Aysén, zonas de hábitats únicos para la conservación de una gran diversidad de organismos, representados por peces, aves, mamíferos e invertebrados marinos (León, 2006), como lo confirma el reciente descubrimiento de un área de alimentación y crianza para la ballena azul (Balaenoptera musculus) en la zona (Hucke-Gaete et al., 2004). Los otáridos (lobos comunes y lobos finos) son depredadores marinos de alto nivel trófico y en Chile pueden encontrarse 5 especies: el lobo marino común (Otaria flavescens), el endémico lobo fino de Juan Fernández (Arctocephalus philippii), el lobo fino austral (A. australis), el lobo fino antártico (A. gazella), y el lobo fino subantártico (A. tropicalis) (Torres, 1987; Sielfeld, 1999; Osman, 2007). La presencia de estas especies en el litoral chileno, sumado al fuerte desarrollo tanto de las actividades extractivas como de la salmonicultura ha llevado a un aumento global de las interacciones entre ambos actores (Harwood, 1987; Szteren & Páez, 2002). De modo general, estas interacciones pueden ser de dos tipos: (1) biológica, donde ambos componentes son considerados como depredadores que compiten por los recursos y (2) operacional, en que estos animales son


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considerados como agentes perjudiciales para las actividades de pesca (Wickens, 1995). Las interacciones operacionales incluyen el enmalle en artes de pesca o desechos, capturas incidentales y caza de lobos producto de la interacción de la pesca artesanal con los lobos marinos y, por otra parte, daños a las capturas y artes de pesca por lobos marinos. La cada vez mayor utilización de aguas costeras para las actividades de pesca y acuicultura han aumentado el potencial de interacción entre mamíferos marinos e industrias relacionadas con la pesca (Bjørge et al., 2002). Esto se ha visto particularmente reflejado en el caso de los pinnípedos, en que existen interacciones en todas las zonas en que se superponen actividades pesqueras con áreas de alimentación y/o de apareamiento de estas especies (Wickens, 1995). Debido a la creciente preocupación por las interacciones negativas entre otáridos, pesquerías y salmonicultura, este trabajo tiene como objetivo entregar una revisión del conocimiento actual de tales interacciones en Chile.

INTERACCIONES CON PESQUERÍAS INDUSTRIALES Y ARTESANALES Las interacciones de las actividades de pesca y su entorno son motivo de preocupación a escala global, dado el alto porcentaje de especies no-objetivo, es decir, que no representan el objetivo principal de captura, que se ven impactadas negativamente por esta actividad. Los impactos negativos incluyen la captura incidental, la contaminación y la eliminación de deshechos desde los barcos y sus consecuencias, así como las acciones intencionadas en contra de la fauna marina, la competencia por recursos y la disminución de presas para los mamíferos marinos. En general, las interacciones que ocurren en Chile han sido sólo consideradas desde el punto de vista operacional existiendo escasa información disponible que describa la magnitud de la interacción entre las pesquerías y los mamíferos marinos (Arata & Hucke-Gaete, 2005) y aunque es factible documentar la interacción operacional, analizar el impacto de esta interacción sobre las pesquerías y sobre las poblaciones de lobos marinos es más complejo (Nitta & Henderson, 1993). Datos anecdóticos entregados por pescadores y observadores científicos sugieren una frecuente ocurrencia de interacciones entre la pesquería y los mamíferos marinos, con resultados negativos para ambos como las drásticas medidas adoptadas por algunos pesqueros para disminuir este problema (e.g. dinamita, carburo, fusiles, bombas molotov, arpones de mano) que fueron por muchos años un secreto a viva voz y han sido sólo recientemente informadas por Moreno et al. (2003), González (2003) y Hucke-Gaete et al. (2004). De las cinco especies de otáridos que pueden encontrarse en las costas chilenas, el lobo marino común O. flavescens es la

especie en que se ha registrado la mayor cantidad de interacciones con la pesquería y la salmonicultura (e.g. Sielfeld, 1999; Moreno et al., 2003; Huckstadt & Antezana, 2003; Arata & Hucke-Gaete, 2005; Sepúlveda & Oliva, 2005; Sepúlveda et. al., 2007). Es el lobo marino más abundante y frecuente en el litoral chileno con aproximadamente 120,000 individuos (Sielfeld et al., 1997; Aguayo et al., 1998; Oporto et al., 1999; Venegas et al., 2001). Esta especie es considerada como un depredador de hábitos tróficos generalistas y plásticos cuya dieta abarca desde invertebrados (cefalópodos), peces cartilaginosos y óseos, hasta homeotermos como aves y crías de otras especies de pinnípedos (George-Nascimento, 1985; Hückstädt, 2004), por lo que se piensa que existe una competencia directa entre O. flavescens y las pesquerías artesanales e industriales (Hückstädt & Antezana, 2003; Sepúlveda et al., 2007). PESQUERÍAS CON RED DE CERCO En la VIII Región (36° a 39°S) O. flavescens presenta una población cercana a los 8,000 individuos (Aguayo et al., 1998), existiendo una sobreposición de la dieta con el sector pesquero industrial, incluyendo especies como merluza de cola, congrio, merluza común y jurel (George-Nascimento et al., 1985; Hückstädt & Antezana, 2003). La faena de pesca del jurel representa una fuente de alimento fácil y abundante para el lobo marino, teniendo dos tipos de impacto sobre éstos: mortalidad directa (individuos muertos durante las operaciones de pesca) y captura (individuos atrapados dentro de las redes, llevados a bordo y posteriormente liberados). Durante octubre de 1999, Hückstädt & Antezana (2003) realizaron observaciones a bordo de un buque cerquero operando en las afueras de Concepción que tuvo como especie objetivo al jurel y en ocasiones a la merluza de cola e informaron por primera vez para Chile, que en esta pesquería las principales interacciones se desarrollan con O. flavescens. Entre 0-50 lobos pudieron observarse por lance, siendo el promedio de ca. 20 animales. Sobre la base de la observación de 31 lances y promedios de consumo diario disponibles en la literatura, los autores estimaron una depredación equivalente a 9.25 t/buque/mes o 0.39% de la captura total realizada. Interacciones negativas para los lobos marinos comunes durante las operaciones incluyeron la mortalidad de animales atrapados dentro de la red de cerco (n=2) y captura de animales cuando los contenidos de la red son subidos a bordo (n=18). De estos últimos algunos suben al buque con dislocaciones, fracturas o graves heridas internas producto de la tracción mecánica involucrada en la operación, por lo que probablemente mueren posteriormente. Los individuos observados interactuando con la pesquería con red de cerco fueron principalmente machos (adultos y subadultos) con una proporción de 3:1 sobre las hembras (Hückstädt, 2004). No se encontró diferencias en número de individuos presentes entre el día y la noche, sino que se


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vieron atraídos hacia la operación de pesca indistintamente, por lo que es posible presumir que los animales que participan de esta interacción permanecen varios días en el mar, aprovechando el encuentro de los barcos de pesca en operación. Asimismo, el número de lobos marinos por lance (0-50) no fue afectado por el tamaño del cardumen, el número de embarcaciones presentes en la zona de pesca, presencia de orcas, distancia a la lobería más cercana o la especie que esta siendo objetivo de la pesca. Posteriormente, con base en análisis geoestadísticos del número de lobos marinos comunes observados en asociación con los buques de cerco, se propuso la existencia de un sector espacial de mayor importancia para la interacción entre los lobos marinos comunes y la flota de cerco de jurel, enmarcado latitudinalmente entre los 38°S y los 40°S y extendiéndose longitudinalmente entre los 75°30´W y la costa (Hückstädt & Krautz, 2004). Durante este estudio no se observó la presencia de lobos finos. PESQUERÍA CON RED DE ARRASTRE DE FONDO Se obtuvieron los primeros antecedentes acerca de la interacción entre la pesquería industrial con redes de arrastre de fondo y lobos marinos comunes en la zona centro-sur de Chile durante septiembre de 2004 (Reyes & Hucke Gaete, en consideración). Durante este periodo se observó un total de 69 lances de red que tenían como pesca objetivo a la merluza común, los cuales provocaron la captura total de 82 lobos marinos comunes, 12 de los cuales resultaron muertos al ser capturados por la red y, consecuentemente, aplastados por el volumen de la captura, muriendo por asfixia o estrés mecánico. Estos animales se acercan a la red con el propósito de consumir los restos de peces que han quedado adheridos en lances anteriores, producto de lo cual se enredan y hunden con la red a la profundidad de pesca hasta por 3 horas. Por otro lado, al virar la red, algunos individuos tratan de obtener el pescado desde la boca de la red y, en este accionar, ingresan al interior de ésta, quedando atrapados y sufriendo contusiones, dislocaciones y fracturas en el proceso de virado (Arata & Hucke-Gaete, 2005). PESQUERÍAS CON PALANGRE O ESPINEL Durante el desarrollo del proyecto FIP 2001-31 se realizaron embarques de observadores científicos en lanchas artesanales en las regiones X y XI, así como en buques industriales operando en las regiones XI y XII (Moreno et al., 2003). En el caso de los embarques artesanales, el esfuerzo de observación abarcó los meses de mayo a noviembre de 2002, en los cuales se observaron 88 virados (lances) durante 9 viajes, ocurriendo depredación de bacalaos en 5 de estos (5.7%) con presencia de mamíferos marinos principalmente en el talud de la plataforma continental, frente a las localidades de Toltén, Osorno y Cucao en Chiloe. La mayoría de las interacciones operacionales fue con otáridos

(lobo marino común y lobo fino) en donde los observadores a bordo pudieron verificar el ataque de los lobos a los pescados capturados en la línea. Como resultado de lo anterior, un total de 8 otáridos fueron muertos por escopeta durante un embarque, entre ellos al menos un lobo fino (Arata & Hucke-Gaete, 2005). Sepúlveda et al. (2007), realizaron un estudio enfocado en particular a las pesquerías artesanales de red de enmalle y palangre o espinel, realizando 69 embarques y entrevistando a 384 pescadores, entre las regiones I y VIII, encontrando en la mayoría la existencia de un gran conflicto con lobos marinos; sin embargo, solo en el 14.5% de los embarques se observaron interacciones. Los resultados obtenidos indican que O. flavescens produce perdidas entre 1.83% y 21.1% de la captura por unidad de esfuerzo (CPUE) bajo condiciones mínimas y entre 1.98% y 33.8% bajo condiciones máximas. SALMONICULTURA La acuacultura marina corresponde a cerca del 35% de la producción mundial del total de cultivos acuáticos (FAO, 2000), incluyendo cultivos de moluscos, peces, crustáceos y plantas. Los pinnípedos, principalmente los otáridos, son responsables de la mayoría de las interacciones registradas en cultivos marinos (Kemper et al., 2003) y Chile es el primer productor de salmón (salmón del atlántico Salmo salar; salmón Coho Oncorhynchus kisutch y trucha arcoiris O. mykiss) en el mundo y en el cultivo de mitílidos (Chorito chileno Mytilus chilensis), ambas industrias localizadas en el sur del país. La interacción del lobo marino común no sólo se restringe a la pesca extractiva, sino que también impacta la salmonicultura. El fuerte desarrollo de esta actividad en las regiones X y XI, caracterizada por el cultivo intensivo de peces a altas densidades, inevitablemente ha atraído a este depredador quien ve en este sistema una manera fácil de obtener alimento. Para consumir los salmones desde las balsas-jaulas, el lobo marino empuja la red lobera para atraparlos. Ocasionalmente, los lobos son capaces de romper las redes, provocando la liberación de parte o la totalidad de los salmones de una balsa-jaula (Oporto & Leal, 1991; Sepúlveda & Oliva, 2005).

Para intentar disminuir los problemas de interacción entre la salmonicultura y los lobos marinos se han empleado distintos sistemas de protección. En Chile, a fines de los años 90, los sistemas de protección en uso eran la red lobera, los sistemas de sonido y los modelos de depredadores (Sepúlveda & Oliva, 2005). De estos sistemas, el único que prevalece hasta el día de hoy es la red lobera (Proyecto FIP 2003-32, Oliva et al., 2005). El tamaño de red se ha estandarizado a una abertura de 25cm (10”), esto como producto del acuerdo de producción limpia de los productores


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de salmón y trucha que data de fines del 2002. Esta medida ha implicado que el enmalle de los lobos ya no constituye un problema de conservación. Sepúlveda & Oliva (2005) realizaron un estudio en 48 centros de cultivo de salmón y analizaron la mortalidad de salmones por parte de lobos marinos en 23. Sus resultados mostraron que los ataques de los lobos marinos comunes fueron periódicos tanto diaria como estacionalmente, siendo más frecuentes durante la noche y en las estaciones de otoño e invierno. No se encontró relación entre la intensidad de los ataques, la distancia a la colonia más cercana ni el tamaño poblacional de aquellas. Los ataques variaron entre los diferentes centros estudiados principalmente por las diferencias en el tipo de dispositivo de protección empleado contra los lobos marinos como las redes anti-depredadores, aparatos acústicos y modelos de orcas de fibra de vidrio; siendo importante en que manera estos eran utilizados. Los autores encontraron que de todos los dispositivos de protección, solo las redes anti-depredadores fueron eficaces en alcanzar una reducción permanente de los ataques de los lobos. ENMALLAMIENTOS EN REDES DE PESCA Y CONTAMI-NACIÓN DEL HÁBITAT Hucke-Gaete et al. (1997) hicieron una recopilación de registros de animales enmallados de A. gazella en cabo Shirreff, Antártica, entre los años 1988 y 1997 durante los meses de verano. Los autores encontraron que 45% de los individuos (n=20) presentaron enmalles con zunchos y el resto en otros materiales plásticos, restos de redes de pesca y cuerdas sintéticas. Durante las siguientes temporadas, se continuaron observando individuos enmallados correspondientes a todas las clases funcionales y etáreas (LP Osman per. obs). Durante los años 2003, 2004 y 2005 en los meses de verano, se registraron individuos enmallados de A. philippii en el archipiélago de Juan Fernández, de todas las edades y sexo en las diferentes islas del archipiélago (n=20), curiosamente en el mismo tipo de redes de pesca (Osman, 2007). Cabe destacar que A. philippii está clasificado como VULNERABLE por lo que interacciones negativas con pesquerías pudieran afectar su recuperación (Osman, 2007). Conjuntamente, en isla Guafo, al sur de Chile, se han registrado durante el verano de los años 2006 y 2007, 3 hembras adultas y 1 juvenil de A. australis (i.e., lobo fino austral) con enmalles en redes de pesca. Durante la última temporada evaluada, se observaron 2 crías muertas por asfixia entre restos de redes retenidos en las piedras de la lobera (Pavés per. obs.). Debemos considerar que las poblaciones de A. australis han disminuido enormemente en Chile; constituyendo isla Guafo la colonia reproductiva más

importante de A. australis entre las regiones I y XI (Oporto et al., 1999; Venegas et al., 2002; Pavés, 2007). Entre los años 1978 y 2002, se registró un descenso del 68.2% de los lobos establecidos en la XII región, lugar que congrega mas del 90% de la poblacional nacional. A escala nacional, este descenso alcanzaría un 57% de la población determinada en la década del 70’; en la actualidad existen alrededor de 30,000 ejemplares (Aguayo & Maturana, 1973; Sielfeld et al., 1997; Aguayo et al., 1998; Oporto et al., 1999; Venegas et al., 2001; Pavés, 2007). Este descenso se ha asociado principalmente a las interacciones directas e indirectas con las actividades pesqueras de espinel, palangre y red (e.g., pesquería de la merluza), capturas clandestinas (e.g., carnada centolla, piel, aceite y carne), entre otras, condición que necesita con urgencia ser evaluada (Sielfeld, 1999). En los tres casos mencionados anteriormente, se han encontrado cantidades importantes de redes de pesca, zunchos y material plástico en las colonias reproductivas y de descanso de los lobos finos, lo que aumenta la posibilidad de enmalle ya que no solo se enmallan en el mar, sino en tierra al jugar con las redes y demás materiales. CONCLUSIONES

El análisis y recopilación de datos sugiere que existen efectos directos e indirectos tales como mortalidad accidental durante las faenas de pesca o por enmallamientos en redes de pesca, mortalidad directa, heridas, contaminación y destrucción de hábitat. Los pescadores en general consideran a los lobos marinos especies altamente dañinas por generar pérdidas asociadas a conflictos operacionales que implican consumo de la pesca y daño del arte de pesca. No obstante, los resultados de Sepúlveda et al. (2007) muestran que esto es más una percepción que un problema real. En Chile, la interacción entre el lobo marino común y las pesquerías no había sido abordada con rigor científico como para determinar la magnitud del problema (Guerra et al., 1987). En este sentido, un manejo precautorio de las poblaciones de lobos marinos dependerá de una sólida evaluación de los conflictos. A través de esta recopilación, se destaca que en general, existe una evaluación de los conflictos del lobo marino común con las actividades pesqueras y con la salmonicultura. Estas interacciones han puesto como una necesidad urgente el desarrollar estrategias apropiadas de manejo de esta especie en el litoral chileno, que ayude a minimizar las interacciones con las actividades pesqueras. En la actualidad se encuentran desarrollando proyectos que buscan evaluar el estado de las poblaciones del lobo marino común en Chile (Proyectos FIP 2006-34, FIP 2006-49 y FIP 2006-50). En particular, el proyecto FIP 2006-34, además de


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realizar las evaluaciones poblaciones busca sentar las bases para un plan de manejo adecuado de la especie. Existe una relación estrecha entre el nivel de conocimiento de la biología de los pinnípedos en cuanto a sus parámetros poblacionales, comportamiento reproductivo y hábitos alimentarios, la existencia de planes de acción y de manejo, con acciones encaminadas no solo a la conservación y recuperación sino también a un posible aprovechamiento sustentable del recurso. Cabe destacar que una normativa específica que aparece en forma reiterada es la de las áreas marinas protegidas para conservar especies de pinnípedos, pero para un plan de manejo adecuado se requiere de un fortalecimiento de los esfuerzos por desarrollar programas de investigación de largo plazo, para de esta manera entender las relaciones de estas especies dentro de los ecosistemas y sus amenazas y así proponer planes de mitigación para dichas interacciones y tender hacia un enfoque ecosistémico.

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USO DE DELFINES COMO CARNADA PARA PESCA ARTESANAL EN BAHÍA SOLANO, CHOCÓ, COLOMBIA

ISABEL C. ÁVILA1, CAROLINA GARCÍA2 Y JUAN C. BASTIDAS3 1Universidad del Valle, Facultad de Ciencias, Departamento de Biología, Grupo de Investigación en Ecología Animal, Cali, Colombia. E-

mail: [email protected] 2Asociación Terraviva, Bogotá, Colombia. E-mail: [email protected] 3Corporación Cortezas, Cali, Colombia. E-mail: [email protected]

RESUMEN Evaluamos el uso de delfín para carnada en Bahía Solano, Chocó, Colombia, desde julio 2005 hasta abril 2006, con base en información suministrada por pescadores y mediante observaciones in situ cuando los pescadores llegaban a la zona y descargaban sus productos en una pesquera. Se entrevistaron 122 pescadores (18.2% del total de pescadores registrados en la zona de estudio), de los cuales solamente los que utilizan espinel como arte de pesca (37.3%) confirmaron el uso de delfín como carnada, indicando que un individuo adulto proporciona suficiente carnada para realizar dos faenas de pesca con espinel (75.0–151.8kg de peces capturados en promedio). No se obtuvo información complementaria acerca de la fecha y sitio exacto de la captura, ni de la especie de delfín sacrificado para carnada, sin embargo, es altamente probable que las especies de delfín utilizadas como carnada sean Tursiops truncatus y Stenella attenuata. A partir de la información proporcionada directamente por los pescadores, se estableció que por lo menos nueve delfines fueron sacrificados durante la realización de este estudio (1 delfín mensual). Además, considerando la probabilidad de caza de delfines a partir de la captura de peces, y en función a la disposición de cada pescador (10% para pescadores que ocasionalmente cazan y 50% para pescadores que cazan siempre que sea posible), se estableció que estos pescadores probablemente pudieron haber sacrificado entre 13 y 26 delfines durante el período de estudio (1.4 a 2.9 delfines mensuales). Al extrapolar estos resultados a todos los pescadores registrados en Bahía Solano (670), se podrían haber cazado entre 28 y 56 delfines durante los nueve meses del estudio (entre 3.1 y 6.2 delfines al mes). El delfín como carnada se utiliza para pescar merluza (Brotula clarkae), cherna (Epinephelus acanthistius y E. cifuentesi), toyo (Mustelus lunulatus) y berrugate (Lobotes pacificus).

ABSTRACT We evaluated the direct hunting of dolphins for bait at Solano Bay, Chocó, Colombia, from July 2005 to April 2006, based on information obtained from fishermen and observations in situ when fishermen landed their products in a fishing company. We interviewed 122 fishermen (18.2% of the registered fishermen in the zone), from which only the ones who use longlines (37.3%) confirmed using dolphins for bait. One adult dolphin was enough to bait two fishing bouts, capturing between 75.0 and 151.8kg of fish. We could not obtain additional information about date, specific location or dolphin species, but the most probable captured species were Tursiops truncatus and Stenella attenuata. From the available information, we determined that at least nine dolphins were sacrificed during the study period (1 dolphin/month). Taking into account the probability of hunting a dolphin, based on kg of fish landed and fishermen willingness to hunt (10% for fishermen that hunt only occasionally, and 50% for fishermen that hunt whenever possible), we established that these fishermen might have killed between 13 and 26 dolphins during the study period (1.4-2.9 dolphins/month). If these data are extrapolated to all registered fishermen (670), the maximum number of dolphins sacrificed in Solano Bay could have been between 28 and 56 (3.1-6.2 dolphins/month). Fish species captured with dolphin bait include Brotula clarkae, Epinephelus acanthistius, E. cifuentesi, Mustelus lunulatus and Lobotes pacificus.

INTRODUCCIÓN Bahía Solano es un municipio localizado al noroeste de Colombia en el departamento del Chocó, conformado por cinco corregimientos: El Valle, Huina, Huaca, Nabugá, Cupica, y la cabecera municipal: ciudad Mutis (llamada comúnmente Bahía Solano) (Figura 1). En 1987 se estableció en este municipio uno de los principales parques nacionales naturales del Pacífico colombiano con influencia sobre ambientes marinos: el Parque Nacional Natural Utría (P.N.N. Utría). Dentro del golfo de Cupica (municipio de Bahía Solano) es frecuente el avistamiento de dos especies de

delfines: Tursiops truncatus (delfín nariz de botella o tursión) y Stenella attenuata (delfín moteado pantropical) (García et al., 2006; Ávila, datos no publicados). El delfín nariz de botella se encuentra generalmente cerca de la costa (menos de cuatro millas), en grupos entre dos y 200 individuos, en actividades de alimentación y desplazamiento. Por otro lado, el delfín moteado se observa principalmente lejos de la costa (más de cuatro millas), en actividades de desplazamiento (García et al., 2006; Ávila, datos no publicados). A pesar de la frecuente observación de estas dos especies de delfines, información sobre aspectos ecológicos es escasa


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para la región debido a la ausencia de un programa dirigido de investigación hacia ellas. En este sentido, se han realizado esfuerzos puntuales para evaluar las poblaciones de delfines en esta región. Por ejemplo, Suárez (1994) registró en el P.N.N. Utría numerosos avistamientos de grupos menores a 10 individuos de delfín nariz de botella en sectores no expuestos, cercanos a la costa; también realizó varios avistamientos de delfín moteado pantropical en grupos de 45 delfines en promedio, generalmente en sectores abiertos más alejados de la costa. En cuanto al estado de conservación, la UICN ha incorporado al delfín nariz de botella en la categoría de deficiente de datos (DD), mientras que el delfín moteado está catalogado en bajo riesgo, condicionado a las acciones de conservación particulares que se establezcan para esta especie (LR/cd) (www.redlist.org). Sin embargo, esta última clasificación no tiene en cuenta informaciones recientes sobre la posible separación de al menos cuatro sub-poblaciones de la subespecie costera, S.a. graffmani, (Escorza-Treviño et al., 2005; Escorza-Treviño & Rosales, 2006). A nivel nacional ambas especies están catalogadas como “casi amenazadas” (Rodríguez-Mahecha et al., 2006). En este contexto, es importante destacar que a nivel local no se han desarrollado procesos de investigación tendientes a evaluar el estado actual de las poblaciones de estas especies para el Pacífico colombiano. Ciudad Mutis es un sitio de gran interés turístico, ya que es un punto de conexión del interior del país con el corregimiento de El Valle y el P.N.N. Utría, lugares de gran afluencia turística (ASOHECO, datos no publicados). Además, es el puerto de llegada y salida de barcos de cabotaje y de transporte de personal, material y alimentos. La principal actividad económica de la zona incluyen la pesca artesanal, agricultura y extracción de madera (Matallana, 1999). En Bahía Solano se encuentran cinco pesqueras, que comercializan la captura artesanal hacia el interior del país. Esta actividad extractiva es desarrollada por 670 pescadores activos registrados en la Capitanía de Puerto de Bahía Solano (H. J. Quesada, com. pers.). Para el desarrollo de esta actividad se utilizan diferentes carnadas, entre las que están peces, crustáceos, calamares y señuelos artificiales (Tobón, 2004). Sin embargo, reportes realizados por Mora y Muñoz (1994) y Prieto (1990), declaran que en el Pacífico colombiano se utiliza la carne de T. truncatus y S. attenuata como carnada en la pesca de tiburones, cherna, ambulú y corvina, y esporádicamente para consumo humano. Aunque en Bahía Solano la pesca de delfín está reprimida socio-culturalmente, y el Instituto Colombiano de Desarrollo Rural (INCODER) desarrolla las correspondientes acciones preventivas (H. J. Quesada, com. pers.), en la zona ocasionalmente se cazan delfines con el propósito de obtener carnada para pesca, debido a su relativa abundancia y

facilidad de detección. En este contexto, el objetivo del presente trabajo fue evaluar la presencia de la captura dirigida de delfín en Bahía Solano, a través del análisis de datos obtenidos por indagatorias hacia pescadores de la zona. MATERIALES Y MÉTODOS Área de Estudio Bahía Solano es un municipio ubicado entre los 06º04' y 6º40'N, y 77º25' y 77º30'W, en el departamento del Chocó, Colombia, Sur América (Figura 1). La zona se caracteriza por la presencia de vientos variables y débiles (zona de calmas ecuatoriales), alta pluviosidad (4,612-7,200 milímetros al año), una amplitud de marea hasta de 5 metros, y aguas superficiales relativamente calientes (25 a 26 ºC) y de baja salinidad (entre 20-35ups frente a la costa colombiana) (Prahl et al., 1990; Cantera, 1993; Rangel & Arellano, 2004). La población es de 6,894 personas y está constituida mayormente por afrodescendientes (80%), mulatos (10%) e indígenas (6%), conformando los blancos un grupo minoritario (4%) (Jimeno et al., 1995).

Figura 1. Área de estudio: Bahía Solano es un municipio localizado al noroeste de Colombia en el departamento del Chocó, entre el Parque Nacional Natural Utría (P.N.N. Utría) y el corregimiento de Cupica. Metodología La recopilación de información se hizo mediante observaciones in situ cuando los pescadores llegaban a la zona y descargaban sus productos en una de las pesqueras de ciudad Mutis. Se eligió una pesquera para realizar la toma de datos, pero los nombres de la pesquera y los pescadores se omiten para respetar su anonimato. Por lo general los pescadores acostumbran vender todo el pescado capturado por faena (lance de pesca) a una sola pesquera. Se registraron las especies capturadas, peso, nombre del pescador y zona de captura. Para evaluar el uso de carne de


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delfín como carnada se realizaron indagaciones indirectas y discretas a cada pescador. Con base en la información suministrada por los pescadores se obtuvo la cantidad de delfines sacrificados para carnada que ellos reconocen. Pero además, a partir de la cantidad de kg de pesca y teniendo en cuenta las características del pescador en cuanto a su disposición para usar delfín como carnada, se infirió una cantidad mínima y máxima de delfines capturados; para la construcción de este intervalo de confianza se consideró un nivel de significancia del 95% (Zar, 1999). RESULTADOS El registro de información se realizó durante 180 días (julio 01 – noviembre 24 de 2005 y enero 11 – abril 19 de 2006). La pesquera en la cual se recopiló la información utilizada en este trabajo ocupa el segundo lugar de participación en el mercado de la comercialización de la pesca artesanal en Bahía Solano, siendo una de las pesqueras más importantes de la región. Las especies con mayores capturas por unidad de peso fueron la merluza (Brotula clarckae) (45.0%), la cherna (Epinephelus acanthistius y E. cifuentesi) (10.3%) y el toyo (Mustelus lunulatus) (10.1%). En la zona de estudio, los pescadores artesanales utilizan seis artes de pesca principalmente: 1) línea de mano, arte donde se lanza un nylon con una plomada, utilizando uno o

varios anzuelos, cada anzuelo con carnada; 2) troleo, consiste en una línea de nylon sostenida en la superficie, por efecto de la velocidad de la embarcación, la cual tiene un anzuelo con carnada o un señuelo; 3) trasmallo, arte en el cual una red, que oscila entre 20 a 100 de largo y entre 3 y 15m de ancho (caída); 4) arponeo, práctica en el que un buceador utiliza un arpón para capturar la presa; 5) chinchorro, consiste en una red circular (atarraya) que tiene plomos en su borde exterior, con un agarradero en el centro; y 6) espinel, arte que está conformado por una línea madre de nylon ubicada horizontalmente de la cual salen líneas derivadas hasta el fondo, en donde se colocan de 500 a 3,000 anzuelos. En total se entrevistaron 122 pescadores (18.2% del total de pescadores registrados en la zona de estudio). De éstos, 94 (37.3%) usaron el espinel, 68 (27.0%) utilizaron línea de mano, 66 (26.2) usaron el troleo, 15 (6.0%) utilizaron el chinchorro, ocho (3.2%) practicaron arponeo y uno (0.4%) utilizó el trasmallo. La mayor cantidad de pesca en kg fue extraída por medio de la línea de mano, seguido por el espinel (Tabla 1). De los diferentes pescadores entrevistados, solamente los que utilizan espinel como arte de pesca, confirmaron el uso de delfín (llamado en la zona “bufeo”) como carnada, indicando que un individuo adulto proporciona suficiente carnada para realizar dos faenas de pesca con espinel (1,000 a 6,000 anzuelos).

Tabla 1: Artes de pesca utilizados por los pescadores indagados, especies de peces capturados, cantidad de peces recolectados (kg) y carnadas.

Arte de pesca Peces capturados kg de pesca total

Intervalo de confianza al 95% de kg de pesca en

promedio por faena Carnada usada

Línea de mano Lutjanus novemfasciatus, Lutjanus guttatus,

Lutjanus peru, Hoplopagrus guentherii, Lutjanus colorado, Seriola lalandi, Tylosurus sp., Trachinotus sp., Istiophorus platypterus, Caranx sp., Ephinephelus itajara, Megalops atlanticus, Seriola peruana

58.881,0 [22.2 - 50.1] Cetengraulis mysticetus, Selar crumenophthalmus, Mugil cephalus, Opisthonema medirastre,Guerres cinerus, Lolliguncula panamensis, Pennaeus sp.

Espinel Epinephelus acanthistius, Ephinephelus cifuentesi, Brotula clarkae, Mustelus lunulatus, Sphyrna sp., Carcharinus sp., Lobotes pacificus, Paralabrax sp., Mycteroperca rosacea, Achirus scutum, Caulolatilus affinis

28.790,3 [37.5 - 75.9] Cetengraulis mysticetus, Selar crumenophthalmus, Mugil cephalus, Opisthonema medirastre, Mustelus lunulatus, Ophichthidae, Muraenidae, Lolliguncula panamensis, Stenella attenuata, Tursiops truncatus

Troleo Thunnus albacares, Coryphaena equiselis, Coryphaena hippurus, Scomberomorus sierra, Acanthocybium solandri

4.505,5 [19.2 - 51.9] Cetengraulis mysticetus, Lolliguncula panamensis, señuelo artificial

Arponeo Ephinephelus itajara 591,0 [24.8 - 61.1] Ninguna

Chinchorro Centropomus armatus, Centropomus unionensis

528,0 [11.6 - 41.8] Ninguna

Trasmallo Scomberomorus sierra 70,5 [0 - 63.5] Ninguna

Usualmente la pesca con espinel en la zona de estudio se realiza entre 7.2 y 18km de la costa, desde los límites del P.N.N. Utría hasta la localidad de Cupica (83km entre ambos extremos). Para estas faenas se utilizan embarcaciones en fibra de vidrio o madera, de 6-8m de eslora, impulsados por un motor a gasolina fuera de borda de entre 15 y 40hp, tripulación conformada por tres a cinco pescadores y una capacidad de carga de entre una y dos toneladas (peso bruto: incluye peso del motor, tripulación y producido). En promedio, durante una faena de pesca se lanza una sola vez el espinel. Estas faenas dependen de factores climáticos, ciclo de marea y la fase lunar. La principal carnada utilizada durante el uso del espinel es la sardina (Cetengraulis mysticetus) entre marzo y julio, complementada por la pichaecura (Mugil cephalus), ojote (Selar crumenophthalmus) cuando la luna está en menguante, y manteco (Opisthonema medirastre) y calamar (Lolliguncula panamensis), utilizado esporádicamente, ya que es obtenido a partir de los barcos arrastreros (camaroneros) que ocasionalmente recorren el área de pesca. En caso que escasee la carnada tradicional, los pescadores utilizan toyo (Mustelus lunulatus) o anguilla (Ophichthidae y Muraenidae) para carnada. La confirmación del uso de delfín como carnada durante las faenas de pesca artesanal fue difícil, ya que los pescadores tendieron a ocultar, evadir o negar esta actividad. De los 94 pescadores con espinel entrevistados, 3 (3.2%) indicaron que cazan delfín para carnada siempre que sea posible, 12 (12.8%) cazan delfín ocasionalmente, sólo cuando no hay

otro tipo de carnada, 34 (36.2%) nunca cazan delfín y los 45 restantes (47.8%) restantes no proporcionaron información sobre este tema. Lamentablemente, no se obtuvo información complementaria acerca de la fecha y sitio exacto de la captura, ni de la especie de delfín sacrificado para carnada. Sin embargo, considerando lo registrado por Suárez (1994), García et al. (2006) y Ávila (datos no publicados), es altamente probable que las especies de delfín utilizadas como carnada sean T. truncatus y S. attenuata (Tabla 1). Considerando los diferentes factores involucrados en el uso de delfín como carnada para la pesca con espinel (número de pescadores que utilizan el delfín como carnada, frecuencia de uso del delfín como carnada, disponibilidad de otra carnada, distancia del delfín a la embarcación, posición de encuentro embarcación-delfines, presencia de otras personas), los pescadores estiman que quienes cazan delfines como carnada siempre que sea posible, realizarán esta actividad el 50% de las veces que desarrollan faenas de pesca (Tabla 2). En este mismo sentido, aquellos pescadores que cazan delfines ocasionalmente, sólo cuando no hay otro tipo de carnada, cazarán delfines el 10% de las veces que realicen faenas de pesca (Tabla 2). Es importante destacar que aquellos pescadores que nunca cazan delfines durante las actividades de pesca, explican su accionar a partir de creencias locales (niños y adultos buenos re-encarnan como delfines), por considerar el sacrificio de un delfín como un acto que genera “mala suerte”, y por convicción o como resultado de la coerción ejercida por el INCODER.

Tabla 2. Estimación de la cantidad de delfines probablemente cazados.

Si se caza delfín 100% Delfines probablemente cazados

Pescador Peces capturados kg peces capturados mínimo máximo

Probabilidad cazar delfín mínimo máximo

Pescador 1 Cherna, merluza, toyo 3.465,0 22,8 46,2 0,10 2,3 4,6 Pescador 2 Cherna, merluza, toyo 117,0 0,8 1,6 0,10 0,1 0,2 Pescador 3 Cherna y merluza 277,5 1,8 3,7 0,10 0,2 0,4 Pescador 4 Cherna, merluza, toyo 43,0 0,3 0,6 0,10 0,0 0,1 Pescador 5 Cherna, merluza, toyo,

berrugate 342,0 2,3 4,6 0,10 0,2 0,5

Pescador 6 Cherna, merluza, toyo 289,0 1,9 3,9 0,50 1,0 1,9 Pescador 7 Cherna, merluza, toyo 2.158,5 14,2 28,8 0,10 1,4 2,9 Pescador 8 Merluza 7,0 0,0 0,1 0,10 0,0 0,0 Pescador 9 Cherna, merluza, toyo 1.830,0 12,1 24,4 0,50 6,0 12,2

Pescador 10 Cherna, merluza, toyo 27,0 0,2 0,4 0,10 0,0 0,0 Pescador 11 Cherna, merluza, toyo,

berrugate 1.474,5 9,7 19,7 0,10 1,0 2,0

Pescador 12 Cherna y toyo 43,0 0,3 0,6 0,10 0,0 0,1 Pescador 13 Cherna y merluza 36,0 0,2 0,5 0,50 0,1 0,2 Pescador 14 Cherna, merluza, toyo 282,0 1,9 3,8 0,10 0,2 0,4 Pescador 15 Cherna, merluza, toyo 434,0 2,9 5,8 0,10 0,3 0,6

Para cazar a un delfín, el pescador se acerca al grupo, o espera a que el grupo se acerque a la embarcación. Los pescadores afirman que ocasionalmente utilizan un señuelo para atraer al delfín al costado de la embarcación (troleo) y generalmente utilizan como señuelo atún aletiamarillo (Thunnus albacares) o sardina (C. mysticetus). Una vez el delfín se acerca al costado de la embarcación es arponeado desde la embarcación. A partir de la información proporcionada directamente por los pescadores, se estableció que nueve delfines fueron sacrificados durante la realización de este estudio (1 delfín mensual). Si un delfín proporciona carnada suficiente para dos faenas de pesca con espinel, se puede inferir a partir de la captura promedio (Tabla 1), que es necesario el sacrificio de un delfín por cada 75.0 – 151.8kg de peces capturados. Siguiendo este orden de ideas, se podría estimar a partir de los datos acumulados de captura de pesca con espinel, la cantidad de delfines que deberían ser sacrificados, si el delfín fuera la única carnada disponible (Tabla 2). En este sentido, considerando la probabilidad de caza de delfines en función a las faenas de pesca (10% para pescadores que ocasionalmente cazan y 50% para pescadores que cazan siempre que sea posible), se pudo establecer que los pescadores entrevistados probablemente pudieron haber sacrificado entre 13 y 26 delfines durante el período de estudio (1.4 a 2.9 delfines mensuales). Al extrapolar estos resultados a todos los pescadores registrados en la zona que pescan con espinel (250), y teniendo en cuenta la probabilidad para cazar delfín, encontramos que en Bahía Solano se podrían haber cazado entre 28 y 56 delfines durante los nueve meses del estudio (entre 3.1 y 6.2 delfines al mes). Los peces capturados implicados en el uso de delfín como carnada son merluza (B. clarkae) (33.3%), cherna (E. acanthistius, E. cifuentesi) (33.3%), toyo (M. lunulatus) (28.6%) y berrugate (Lobotes pacificus) (4.8%) (Tabla 2). DISCUSIÓN Aunque la información que se recopiló para el desarrollo de este trabajo no fue detallada, los resultados que se presentan constituyen el primer análisis cuantitativo del uso de delfín como carnada en el Pacífico colombiano. Con base en los estimadores de mortalidad de delfines por uso como carnada en el área de pesca de Bahía Solano, se podría intentar estimar los delfines utilizados para carnada a lo largo del Pacífico colombiano, pero las costumbres varían a lo largo de este litoral haciendo imposible una generalización. Diálogos casuales por parte de un colega de los autores con aproximadamente 15 pescadores que utilizan espinel en El Valle, Chocó, manifestaron que la caza dirigida no es generalizada a todos los pescadores de la región, ya que en un ambiente de confianza, éstos afirmaron no cazar delfines y tampoco mencionaron rumores sobre otros pescadores que pudieran hacerlo.

Mora y Muñoz (1994) también revelaron que la captura dirigida hacia el delfín para usarlo como carnada no es exclusiva de la pesca artesanal, sino que embarcaciones de pesca industrial también lo practican durante la primera mitad del año, particularmente en la zona norte del Pacífico colombiano; en estas faenas suelen capturar entre 10 y 20 delfines. Esto fue corroborado a los autores del presente informe por funcionarios del antiguo INPA (Instituto Nacional de Pesca y Acuicultura), quienes en los años 80 durante expediciones de investigación de pesca de tiburones, también capturaron delfines con arpón para usarlos como carnada. Dado que desconocemos los aspectos poblacionales de los delfines de la zona, es imposible estimar el efecto que puede tener en las poblaciones de delfines la extracción de un delfín mensual (reportado por los pescadores) o entre 3.1 y 6.2 delfines mensuales (como se infiere a partir de los datos y los hábitos de pesca). Por estas razones es necesario continuar con esta investigación y ampliar el presente estudio a otros poblados de la costa Pacífica colombiana, utilizando herramientas metodológicas más fiables que permitan identificar las especies, y medir las interacciones entre pesca y mamíferos marinos, tanto para caza dirigida como para captura incidental, y en relación a la pesca artesanal e industrial. Además, es necesario iniciar un estudio dirigido a conocer la dinámica poblacional y la abundancia del delfín nariz de botella y el delfín moteado pantropical, de tal manera que se pueda analizar el efecto de las interacciones de pesca sobre su conservación. La utilización de delfín como carnada, y en algunas ocasiones para consumo humano, es una práctica que se utiliza a lo largo del mundo entero (Northridge, 1984; Goodall et al, 1988; Vidal, 1992; Félix & Samaniego, 1994; IWC, 1994; Reeves & Leatherwood, 1994; López et al., 2003; Baker et al., 2006), pero sólo en algunos lugares se ha convertido en una práctica común y frecuente (e.g. Romero et al., 1997; Trujillo & Gómez, 2005). En muchos casos, la caza dirigida hacia el delfín inició como una práctica ocasional y se fue volviendo más popular, dada la supuesta eficiencia de la carne de delfín como cebo (e.g.Trujillo & Gómez, 2005). Si la cantidad de delfines cazados en el Pacífico colombiano resultase no ser significativa actualmente, podría existir el riesgo de que esta práctica se haga más popular a medida que el recurso pesquero disminuya, inclusive en otras regiones del país en donde actualmente no se cazan los delfines de manera directa. Por esta razón sugerimos estudiar técnicas para el cultivo de carnada en jaulas flotantes, para satisfacer las demandas de carnada de los pescadores. Igualmente recomendamos iniciar un proceso de educación ambiental, y la planeación de un turismo sostenible que incluya dentro de sus atractivos el


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avistamiento de delfines, y de esta manera promover un uso no extractivo del recurso y su conservación en la región. AGRADECIMIENTOS Gracias a la comunidad de Bahía Solano, especialmente a los pescadores y al personal de la pesquera estudiada por la colaboración en la obtención de la información. A Juan Gabriel Soler por las indagaciones realizadas a los pescadores de El Valle, Chocó, a Héctor Julio Quesada, funcionario del INCODER y a un funcionario anónimo del antiguo INPA por la información brindada. Agradecemos a Francisco Javier Álvarez por su valioso apoyo en los análisis e inferencias estadísticas de los resultados, a Alan Giraldo por sus valiosas correcciones a este documento, y a Julio César Herrera y a Alexander Tobón por su colaboración en la actualización de los nombres científicos de algunas especies de peces. REFERENCIAS Baker, C.S., V. Lukoschek, S. Lavery, M. L. Dalebout, M. Young-un,

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INTERACCIÓN DE CETÁCEOS CON LA PESQUERÍA ARTESANAL PELÁGICA EN ECUADOR

FERNANDO FÉLIX, JORGE SAMANIEGO Y BEN HAASE Fundación Ecuatoriana para el Estudio de Mamíferos Marinos (FEMM). Casilla 09-01-11905, Guayaquil Ecuador. E-mail: [email protected]

RESUMEN Se presentan estimaciones de la captura incidental de cetáceos en redes pesqueras artesanales en Ecuador. En el caso de los cetáceos pequeños, la estimación de la mortalidad se basó en un estudio realizado en 1993 en dos importantes puertos artesanales, Puerto López y Santa Rosa. Basado en los índices de captura de ese estudio se estima que la mortalidad anual a nivel nacional sería de alrededor de 17,000 animales, entre delfines y ballenas de dientes. Esta estimación se considera tentativa debido a la falta de información sobre el esfuerzo pesquero artesanal en otros puertos. También se presenta información sobre la tasa de enredamiento de ballenas jorobadas (Megaptera novaeangliae), la cual se estimó en 32 (95% IC 28-37) ballenas por año, basada en información obtenida entre 2004 y 2006. Entre las principales causas de la elevada cantidad de cetáceos que mueren por interacción con redes artesanales pelágicas están: una flota artesanal sobredimensionada, falta de medidas de manejo pesquero y el poco interés mostrado por las autoridades pesqueras en el tema de la captura incidental.

ABSTRACT Estimates of the cetacean bycatch in artisanal fisheries in Ecuador are presented. In the case of small cetaceans, the estimate was based on a study carried out in 1993 in two important atisanal fishing ports: Puerto López and Santa Rosa. The annual mortality at national level was estimated to be around 17,000 animals, including dolphins and tooted whales. This number is considered tentative because the lack of information on fishing effort in other ports. In another study, the number of humpback whales (Megaptera novaeangliae) entangled in artisanal gillnets was estimated to be 32 (95% CI 28-37) whales per year, based on information obtained between 2004 and 2006. Major causes of the high bycatch rate reported in artisanal gillnets in Ecuadorian waters include: an over-dimensioned fishing fleet, lack of management measures and the scarce interest of fishing authorities in the bycatch problem.

INTRODUCCIÓN La interacción de cetáceos pequeños con pesquerías artesanales es considerado a nivel global el principal problema de conservación para estos mamíferos marinos (véase Northridge, 1985; IWC 2004; Reeves et al., 2003; Hucke-Gaete et al., 2004; Read et al., 2004). En Ecuador, el problema es conocido por más de una década gracias a estudios dirigidos y reportes de varamientos realizados por organizaciones no gubernamentales que han trabajando en la parte central de Ecuador. Al menos 8 especies entre cetáceos grandes y pequeños se han registrado en algún tipo de interacción con artes pesqueras (Tabla 1). En el caso de los cetáceos pequeños, el problema es de tal proporción que ya a mediados de la década de los 90s se consideraba que la mortalidad de delfines comunes (Delphinus delphis) probablemente no era sostenible en el tiempo (Félix y Samaniego, 1994). La gran mayoría de los casos de interacción con pesquerías en Ecuador ocurrieron en redes agalleras de superficie (trasmallos) con ojo de malla entre 7.5 y 13cm. Este tipo de

redes son utilizadas por pescadores artesanales para capturar peces pelágicos grandes como tiburones, picudos, pez vela, entre otros (Cedeño, 1987; Martínez et al., 1991). Se estima que a mediados de los años 90, la flota pesquera artesanal contaba con alrededor de 15,500 botes en los que trabajaban 56,000 pescadores artesanales; esto es, el 5% de la población económicamente activa de la costa ecuatoriana (Solís-Coello y Mendívez, 1999; Martínez y Viteri, 2005). Alrededor de 7,000 embarcaciones artesanales son botes de fibra de vidrio y de madera equipadas con motores fuera de borda que estarían en capacidad de realizar pesca pelágica (Solís-Coello y Mendívez, 1999). Martínez et al., (1991) estimaron que alrededor del 50% de la flota artesanal usa redes agalleras que pueden llegar a medir hasta 3km de longitud. En este informe se presentan los resultados más relevantes de los estudios sobre interacción con pesquerías que se han realizado en la costa ecuatoriana, los cuales involucran la captura tanto de cetáceos pequeños como ballenas grandes.


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Tabla 1. Especies de cetáceos involucradas en interacciones pesqueras en Ecuador.

Nombre común

Nombre científico Fuente

Delfín común Delphinus delphis Félix y Samaniego (1994) Delfín manchado Stenella attenuata Félix y Samaniego (1994) Cachalote enano Kogia sima Félix y Samaniego (1994) Ballena piloto Gobicephala sp Félix y Samaniego (1994) Bufeo Tursiops truncatus Van Waerebeek et al. (1997);

Chiluiza et al. (1998) Ballena jorobada Megaptera

novaeangliae Félix et al. (1997); Álava et al. (2005); Félix et al. (2006a)

Ballena tropical Balaenoptera edeni Chiluiza et al. (1998) Cachalote Physeter

macrocephalus Haase y Félix (1994); Félix et al. (1997)

MATERIALES Y MÉTODOS Entre diciembre de 1992 y diciembre de 1993 se llevó a cabo un estudio de interacción de cetáceos menores con pesquerías artesanales en dos importante puertos del país: Puerto López y Santa Rosa (Salinas), con la finalidad de establecer el nivel de mortalidad de cetáceos menores (véase detalles en Félix y Samaniego, 1994). Para este propósito se seleccionó una flota muestra de 6 embarcaciones en cada sitio que utilizaron redes agalleras como arte de pesca. Las tripulaciones fueron entonces entrevistadas después de los viajes para determinar el número de delfines muertos, la especie y la distancia a la costa del sitio de captura. La información obtenida de las encuestas fue comparada después con la información obtenida de los viajes donde hubo observadores abordo. La información sobre cachalotes y ballenas jorobadas varadas fue obtenida por investigadores de la Fundación Ecuatoriana para el Estudio de Mamíferos Marinos (FEMM) en el período 1991-2004 (base de datos FEMM y varios estudios publicados). En un reciente estudio, Félix et al. (2006a) realizaron la primera estimación de la tasa de enredamiento de ballenas jorobadas en Ecuador. La información se basa en 7 casos de enredamiento registrados a bordo de embarcaciones de observación de ballenas en Salinas (02º10’S, 81ºW) registrados entre 2004 y 2006. RESULTADOS Pequeños Cetáceos En el estudio realizado en 1993 se estableció que el esfuerzo de la flota muestra de Santa Rosa fue de 1,699 viajes y la de Puerto López 1,065. Entre ambas flotas muestra capturaron 217 delfines en el período de estudio (Figura 2). La tasa de mortalidad promedio en la flota de Santa Rosa fue de 0.104

Figura 1. La costa ecuatoriana y puertos artesanales donde se realizó el estudio (Santa Rosa y Puerto Cayo).

Figura 2. Delfín común atrapado en un trasmallo artesanal (Foto: J. Samaniego/archivo FEMM). delfines/viaje y la de Puerto Cayo significativamente más baja, 0.038 delfines/viaje (Tabla 2). Los investigadores además participaron como observadores en 64 viajes (2.3%) y reportaron una tasa de captura similar para Puerto López (0.034 delfines/viaje) pero en el caso de Santa Rosa resultó casi tres veces más alta (0.286). Las especies involucradas en Santa Rosa fueron: el delfín común de rostro corto (90%), la ballena piloto (7.4%), el delfín manchado (0.6%), el cachalote enano (1.1%) y delfines no identificados (1%). Las mayores capturas de delfines ocurrieron entre marzo y agosto. Las especies involucradas en Puerto López fueron las mismas que en el caso de Santa


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Rosa, aunque la proporción fue diferente: delfín común (67.5%), ballena piloto (17.5%), delfín manchado (10%) y no identificado (5%). Las mayores capturas de delfines ocurrieron entre mayo y septiembre. Con base a las tasas de captura de cada flota muestra, se estimó que en ese año toda la flote de Santa Rosa capturó 1,150 delfines (IC 95% 874-1,426) y la de Puerto López 156 (IC 95% 99-213). No fue posible en aquel entonces hacer una estimación a nivel nacional debido a la poca información existente sobre la flota artesanal. Sin embargo, de los datos del censo artesanal realizado a mediados de los 90’s por Solís-Coello y Mendívez (1999), se estableció que entre Santa Rosa y Puerto López habría 540 botes artesanales y barcos menores para pesca pelágica, lo que representa el 7.5% del total de la flota artesanal pelágica del país. De ahí que, al extrapolar la cantidad de animales muertos estimada en ambos puertos monitoreados (1,306 animales), a nivel nacional se obtiene una mortalidad total de 17,000 delfines. Tabla 2. Tasa de captura de las flotas muestra de Santa Rosa y Puerto López durante el período diciembre 1992-diciembre 1993. Fuente: Félix y Samaniego (1994).

Sitio Botes monitoreados

Nº Viajes

Delfines muertos

Tasa de captura

Delfines/viaje Santa Rosa Encuestados 1,699 177 0.104 Con observadores 35 10 0.286 Puerto López Encuestados 1,026 40 0.038 Con observadores 29 1 0.034

Cetáceos grandes Varamientos Entre 1987 y 2002 se registraron 42 casos de varamientos: 28 cachalotes y 14 ballenas jorobadas (Haase y Félix, 1994; Félix et al., 1997; Álava et al., 2005). En veintiún casos (50%) se encontró evidencia de interacción pesquera, 17 cachalotes y 4 ballenas jorobadas. Veinte de los casos de interacción fueron provocados por redes pesqueras artesanales y un caso por una red industrial (Figura 3). Enredamiento de ballenas jorobadas Entre 2004 y 2006 se realizaron 247 viajes y se avistaron 1,167 ballenas, de las cuales seis fueron encontradas con redes alrededor del cuerpo (véase Figura 4). La Tabla 4 muestra detalles del esfuerzo empleado, el número de ballenas avistadas y enredadas registradas. La tasa de enredamiento en este período se estimó en 0.0052 (SD=0.0715). Extrapolando este valor a la población total estimada en 2005 en 6,277 (95% IC 4,826-7,729) (Félix et al., 2006b), se encontró que la cantidad de ballenas enredadas sería de 32 (95% IC 28-37) ballenas por año en esta pesquería.

Figura 3. Cachalote varado en San Vicente. Nótese que la cola ha sido cortada para extraer la red en que quedó atrapado (Foto: archivo FEMM)

Figura 4. Dos ballenas jorobadas enredadas. Arriba una ballena jorobada saltando con una red en la cabeza y abajo una ballena enredada arrastrando la red (fotos: F. Félix). Otro caso fue registrado recientemente el 25 de octubre de 2006 en Playas (2º38’S, 80º25’W). En este caso la ballena estaba completamente enredada en el trasmallo y se intentó rescatarla, pero solo se le pudo quitar unos 10m de red. Desenredar las ballenas es una opción válida pero se requiere los medios y el personal capacitado para el efecto.


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Tabla 4. Esfuerzo, número de ballenas y tasa de enredamiento estimada durante el período 2004-2006 en Salinas, Ecuador. Fuente: Félix et al. (2006a).

2004 2005 2006 Total

Número de viajes 77 74 96 247 Número de avistamientos 147 148 213 508 Número de ballenas observadas 323 349 495 1,167 Número de ballenas enredadas 1 3 2 6 Tasa de enredamiento 0.003 0.0086 0.004 0.0051

DISCUSIÓN Los casos de estudio aquí presentados demuestran que las redes pesqueras utilizadas por la flota artesanal pelágica ecuatoriana representan una amenaza tanto para cetáceos menores como para ballenas grandes. En el caso de los cetáceos pequeños, resulta difícil estimar la mortalidad a nivel nacional debido a que la información del esfuerzo pesquero artesanal en general es limitada. De la información disponible se puede ver que el tipo de embarcaciones y las artes de pesca varían en los distintos puertos (Solís-Coello y Mendívez, 1999). Además, la tasa de mortalidad estimada en los puertos monitoreados en el estudio de Félix y Samaniego (1994) fue significativamente diferente en ambos puertos y mostró tener un componente estacional. La estimación total de la mortalidad de cetáceos menores aquí presentada se considera tentativa debido a la falta de información actualizada del esfuerzo pesquero artesanal. De mantenerse la tendencia hasta la fecha, después de 13 años del estudio de Félix y Samaniego (1994), la mortalidad total de delfines en este tiempo en aguas ecuatorianas superaría los 200,000 animales. Es difícil pensar que una cifra de esa magnitud no está ocasionando impacto en las poblaciones de delfines afectados, particularmente del delfín común. Esta proyección no considera la tasa de crecimiento de la flota artesanal en la última década. Si ésta siguió el mismo patrón que entre los años 80’ y principios de los 90’, duplicando su número en 10 años (Contreras y Revelo, 1992), entonces la situación sería mucho peor. Con respecto a las ballenas jorobadas, la estimación arriba presentada es el primer intento para cuantificar el número de ballenas atrapadas en redes artesanales. Sin embargo, aún queda por establecer la magnitud del impacto sobre la población ya que no existen datos de sobrevivencia de los animales enredados. Casos previos reportados de animales varados en la playa indican que al menos algunas de las ballenas enredadas mueren pocos días o semanas después del enredamiento (e.g. Félix et al, 1997; Álava et al., 2005), pero otros podrían morir mar afuera al ser presa fácil para orcas (Orcinus orca) y tiburones grandes y nunca varar. Debido a que tanto el esfuerzo pesquero como la cantidad de

ballenas continúan creciendo (véase Félix et al., 2006b), se espera que el número de casos de enredamiento continúe incrementándose. Pese a esta elevada tasa de captura incidental reportada, las autoridades ecuatorianas no han llevado a cabo estudios en otros puertos ni tomado medida alguna para mitigar el impacto de la pesquería artesanal en las poblaciones locales de cetáceos. Si el problema sigue siendo evadido por las autoridades de pesca, las consecuencias para algunas poblaciones de cetáceos pequeños, especialmente los delfines comunes, podrían ser severas. Considerando que la mayoría de las especies involucradas en interacciones con pesquerías en Ecuador son especies migratorias o de amplia distribución, se recomienda que las medidas a adoptarse para proteger estas especies estén en concordancia con las tomadas por países vecinos, de manera que éstas tengan un alcance regional. CONCLUSIONES Razones por las cuales el problema subsiste • Ninguna institución pública en el país ha realizado

monitoreos de mortalidad incidental en pesquerías. • Las autoridades de pesca subestimaron en su momento

las estimaciones de captura incidental realizadas por FEMM. Se pretende ocultar el problema en lugar de enfrentarlo.

• No existe ningún tipo de reglamentación en cuanto a artes de pesca ni medida de manejo de la pesquería artesanal pelágica.

• Flota artesanal sobre dimensionada. • Falta de interés de las autoridades para involucrarse en

temas considerados de alta sensibilidad social. • Poco interés de los pescadores en colaborar en tópicos

de conservación que eventualmente limiten su libertad de pesca.

RECOMENDACIONES Prioridades Investigación 1. Llevar a cabo estudios sobre mortalidad incidental de

cetáceos menores en redes artesanales en diferentes puertos para establecer la magnitud del problema a escala nacional.

2. Realizar estudios de línea base para conocer la distribución, estacionalidad y aspectos ecológicos de las especies de cetáceos afectadas por esta pesquería.

3. Realizar estudios para buscar alternativas tales como el uso de dispositivos de sonido en redes a fin de alertar a los cetáceos de su presencia, uso de artes de pesca alternativos, etc.


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Manejo. 1. Mantener una base de datos actualizada del esfuerzo

pesquero artesanal en todo el país. 2. Limitar el esfuerzo pesquero artesanal a través de

medidas de manejo tales como épocas de veda, lugares de veda, límites al arte de pesca (longitud del trasmallo y ojo de malla), entre otros.

3. Desarrollar alternativas de empleo para los pescadores artesanales.

Educación y sensibilización 1. Realizar campañas de educación con pescadores

artesanales para advertir la presencia de ballenas jorobadas cerca de la costa durante la temporada de reproducción, así como del peligro potencial de las redes para los cetáceos menores.

2. Realizar campañas de sensibilización con la opinión pública y autoridades para que tomen conciencia del problema, como primer paso a buscar soluciones efectivas.

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EVIDENCIA DE COLISIONES DE EMBARCACIONES CON CETÁCEOS EN ECUADOR

FERNANDO FÉLIX Fundación Ecuatoriana para el Estudio de Mamíferos Marinos (FEMM). Casilla 09-01-11905, Guayaquil Ecuador. E-mail: [email protected]

RESUMEN Colisiones de embarcaciones con cuatro especies de cetáceos han sido registradas en aguas ecuatorianas, especialmente con especies de distribución costera como las ballenas jorobadas (Megaptera novaeangliae) y bufeos (Tursiops truncatus). En el caso de las ballenas jorobadas se estima que al menos el 0.11% de la población ha sido afectada por algún tipo de colisión. En el caso de los bufeos del golfo de Guayaquil, alrededor del 2% de los animales en el estuario interior muestran mutilaciones en las aletas dorsales y cola, así como cicatrices en el lomo probablemente causadas por hélices de motores fuera de borda. Otras dos especies oceánicas también han sido registradas como víctimas de colisiones, el cachalote (Physeter macrocephalus) y la ballena tropical (Balaenoptera edeni). Con la información disponible no es posible establecer la magnitud del problema ni el impacto sobre las poblaciones porque no hay estadísticas sobre la frecuencia de colisiones ni sobrevivencia. Se sugiere tomar medidas para registrar las colisiones y para disminuir la probabilidad de ocurrencia.

ABSTRACT Collisions of vessels with four species of cetaceans have been recorded in Ecuadorian waters, especially with coastal species such as the humpback whale (Megaptera novaeangliae) and the bottlenose dolphin (Tursiops truncatus). In the case of the humpback whales, it is estimated that 0.11% of the population has been affected by any type of collision. In the case of the bottlenose dolphin in the gulf of Guayaquil, around 2% of the animals inhabiting the inner estuary show mutilations in dorsal fins and flukes, as well as scars on the back probably caused by propellers of outboard motors. Other two species of oceanic cetaceans have been also recorded as victims of collisions, the sperm whale (Physeter macrocephalus) and the Bryde’s whale (Balaenoptera edeni). With the information available it is not possible to establish neither the magnitude of the problem nor the impact on the populations since no statistics on the frequency of collisions or survivor exist. Measures to record collisions and to reduce the probability of occurrence are suggested.

INTRODUCCIÓN El incremento del tráfico marítimo y de la velocidad de los buques de carga y de trasporte de pasajeros es causa cada vez más frecuente de heridas y de mortalidad de ballenas y delfines (Reeves, et al., 2003; IWC, 2006; Dolman et al., 2006). Aunque el problema de las colisiones entre embarcaciones y cetáceos ha sido conocido por décadas (e.g. Jensen y Silver, 2004) solo hasta hace poco tiempo se le ha reconocido como una fuente de impacto antropogénico que requiere ser mejor evaluada (Van Waerebeek et al., 2006). Las colisiones ocurren con todo tipo de barcos, incluyendo cargueros, tanqueros, cruceros y pesqueros, aunque se dan con más frecuencia con barcos grandes y rápidos (Laist et al., 2001; Jensen y Silver, 2004). Generalmente las colisiones ocurren en áreas costeras de concentración de cetáceos, por ejemplo, donde éstos se alimentan o reproducen (Laist et al., 2001). Las especies de Mysticeti (ballenas de barba) más frecuentemente involucradas en colisiones son: la ballena de aleta (Balaenoptera physalus), ballena franca (Eubalaena glaciales y E. australis), ballena jorobada (Megaptera novaeangliae),

ballena gris (Eschrichtius robustus), ballena minke (B. acutorostrata) y ballena azul (B. musculus) y, entre los Odontoceti (ballenas dentadas y delfines), el cachalote (Physeter macrocephalus) (Laist et al., 2001; Jensen y Silver, 2004). El impacto para las poblaciones de ballenas a causa de la mortalidad por colisiones con barcos es desconocido, pero en el caso de las ballenas francas del Atlántico norte las colisiones con barcos fueron responsables del 35.5% de la mortalidad total en el período 1970-1999 (Knowlton y Kraus, 2001). En el Pacífico Sudeste la frecuencia de estos eventos es pobremente conocida, aunque también es causa de preocupación dado que importantes rutas marítimas atraviesan el área. Colisiones se han registrado en Perú (Laist et al., 2001; Jensen y Silver, 2004; Goya et al. 2004), Colombia (Capella et al., 2001) y Ecuador (Félix y Van Waerebeek, 2005; Van Waerebeek et al., 2006). La mayoría de los registros que se tienen de colisiones y heridas en el Pacífico Sudeste han ocurrido con ballenas jorobadas y con bufeos costeros (Tursiops truncatus).


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En este artículo se presenta una recopilación y actualización de los casos de colisiones de embarcaciones con cetáceos registradas en Ecuador que involucran a cuatro especies. En algunos casos al menos se pudo cuantificar la tasa de animales afectados que sobrevivieron a la colisión, pero el impacto sobre las poblaciones es desconocido. MATERIAL Y MÉTODOS Fuente de la información La información fue registrada por el personal de la Fundación Ecuatoriana para el Estudio de Mamíferos Marinos (FEMM) en el período 1990-2006, e incluye un caso de varamiento, una ballena que quedó en el bulbo de proa de un barco y fotografías de animales vivos con cortes en las aletas dorsales, en la cola o en el lomo. Los sitios donde los registros fueron hechos han sido marcados en el mapa de la costa ecuatoriana (Figura 1). La mayoría de los casos de bufeos costeros fueron fotografiados entre 1990 y 1992 durante un estudio ecológico en el golfo de Guayaquil, principalmente en la desembocadura del río Guayas y lado oeste de isla Puná (Félix, 1994, 1997). Otros dos casos fueron registrados en 2005 y 2006 en el canal del Morro, a la altura de Posorja (2º42’S, 80º14’W), en el canal de entrada de los barcos al puerto de Guayaquil (Figura 1). Se consideró que fueron víctimas de colisiones si no hubo señales de predación por tiburones u orcas (Orcinus orca).

Figura 1. La costa de Ecuador y sitios donde se han registrado casos de colisiones de embarcaciones con cetáceos.

Fotografías de ballenas jorobadas fueron tomadas entre 1991 y 2006, durante un estudio poblacional a largo plazo realizado en varios sitios de la costa central de Ecuador, incluyendo Puerto López, Puerto Cayo, isla de La Plata y Salinas (véase detalles en Félix y Haase, 2001, 2005). RESULTADOS Las siguientes cuatro especies estuvieron involucradas en casos de colisiones. Cachalote Es el único caso en un animal varado con evidencia de haber sido víctima de una colisión. Fue encontrado el 15 de agosto de 1991 en Punta Carnero (2º20’S, 80º55’W). El animal, una hembra adulta de 12.6m de largo, tenía los maxilares rotos (Figura 2) (Haase y Félix, 1994). Mandíbulas y maxilares rotos son frecuentemente encontrados en animales víctimas de colisión (véase Jensen y Silber, 2004). Sin embargo, no fue posible establecer si la colisión ocurrió antes o después de la muerte del animal.

Bufeo Un total de 16 casos de bufeos costeros se registraron en el golfo de Guayaquil con signos de haber sufrido colisiones con embarcaciones (véase también Van Waerebeek et al., 2006). Los casos incluyen un individuo sin un lóbulo de la cola, 10 individuos con cortes rectos en las aletas dorsales o en la base de ésta, y cinco casos de animales con extensas cicatrices en el lomo o en el pedúnculo caudal (Figura 3). De acuerdo con la estimación poblacional de Félix (1994) (637 delfines, IC 95% 541-733 en el área de estudio), se estableció que al inicio de la década de los 90’s al menos el 2.2% de los animales tendrían cortes producidos por colisiones en esta población. En el caso de los animales de

Figura 2. Cachalote varado con los maxilares rotos. Foto: F. Félix/ archivo FEMM.


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Posorja (los dos animales con cicatrices en forma de media luna en la parte inferior de la Figura 3), la proporción podría ser incluso mayor, ya que los dos casos aquí reportados representan alrededor del 2% del tamaño típico de una comunidad de bufeos en el golfo de Guayaquil, pero el esfuerzo de estudio en esta zona ha sido mucho más bajo.

Figura 3. Bufeos costeros con mutilaciones en la cola y aletas dorsales, y cicatrices en el lomo causadas probablemente por hélices de embarcaciones pequeñas. Fotos F. Félix. Ballena tropical o de Bryde El 10 de diciembre de 2004, el barco porta contenedores “P&O Nedlloyd Pantanal” de 207m de eslora arribó al puerto de Guayaquil con una ballena de Bryde (Balaenoptera edeni) sobre el bulbo de proa (Félix y Van Waerebeek, 2005). La ballena yacía sobre su vientre con la proa del barco incrustada en la parte lateral izquierda, estaba fresca y aún tenía la mayoría de la epidermis con su color original (Figura 4). El lado derecho mostraba extensas zonas con hematomas desde la parte posterior de la aleta pectoral hacia atrás, más allá de la aleta dorsal, lo cual indica que en el momento de la colisión la ballena estaba viva. La colisión habría ocurrido la noche anterior entre las 20:00 y 21:00 horas en la parte sur del golfo de Guayaquil, en el límite entre Ecuador y Perú (3°34’S, 80°58’W). Ballena jorobada Ballenas jorobadas fotografiadas en Ecuador, también muestran heridas en el lomo y mutilación de lóbulos de la cola que pudieron ser causados por hélices de barcos (Figura

5). En dos de los casos de cortes en el lomo se trató de hembras que tenían una cría cuando fueron fotografiadas.

Figura 4. Ballena tropical en el bulbo de proa del barco mercante “Nedlloyd Pantanal”. Foto F. Félix/archivo FEMM.

Figura 5. Ballenas jorobadas con un lóbulo de la cola mutilado presumiblemente por una hélice de barco (foto arriba) y con cortes en el lomo (fotos en medio e inferior) presumiblemente causadas por hélices de barcos. Fotos: Brittaney Bearson y Fernando Félix/archivo FEMM. DISCUSIÓN La evidencia presentada en este informe indica que las especies de cetáceos costeras que habitan aguas ecuatorianas son afectadas por colisiones de barcos al igual que ocurre en otras partes del mundo. Sin embargo, con la información actualmente disponible no es posible determinar el impacto sobre las poblaciones al no existir información


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sobre la cantidad total de casos ocurridos ni la sobrevivencia a la colisión. Dado la diferencia de hábitat y comportamiento de las especies, y la cantidad de tipos de embarcaciones existentes, no es posible hacer precisiones de ninguna clase. En el caso de las especies oceánicas la información es aún más escasa. Los casos registrados del cachalote varado en Punta Carnero y de la ballena tropical atrapada en el bulbo de proa de un barco son solo una muestra de lo que podría estar ocurriendo también con estas y otras especies oceánicas. Los registros existentes en otras partes del mundo indican que la mayoría de especies de cetáceos se ven afectadas, incluso las ballenas rápidas (Jensen y Silver, 2004; Félix y Van Waerebeek, 2006). Bufeos costeros El impacto de las colisiones en delfines es aún menos conocido que en las ballenas (Van Waerebeek et al., 2006). Especies costeras como el bufeo que habitan aguas estuarinas donde se desarrollan muchas actividades costeras, estarían mayormente expuestas que especies oceánicas. El caso de los bufeos del estuario interior del golfo de Guayaquil, es un claro ejemplo de ello. En esta zona existe la más importante actividad de acuacultura del país y la mayor actividad portuaria. Las heridas mostradas en las fotografías de esta especie sugieren que en su mayoría fueron producidas por hélices de motores fuera de borda. La costumbre de los bufeos costeros de seguir embarcaciones en movimiento, sin duda los expone continuamente a las hélices. En algunos casos, como el de los bufeos que viven frente a Posorja, en el canal de ingreso de los barcos al puerto de Guayaquil, los animales podrían estar más habituados al ruido y al tráfico marítimo, aumentando también las probabilidades de colisionar con respecto a aquellos animales que viven en zonas menos transitadas. Ballenas jorobadas Por ser de distribución costera, las ballenas jorobadas parecen ser particularmente vulnerables a las colisiones con barcos. Las heridas mostradas en las fotografías tanto en la cola como en el lomo son demasiado grandes como para ser causadas por predadores, además, éstas no muestran marcas de dientes a su alrededor, como ocurriría cuando la mutilación de la cola es provocada por orcas o tiburones. Interesante también es el hecho de que dos de las siete ballenas jorobadas víctimas de colisiones eran madres con cría. En uno de los dos casos la herida era bastante fresca y pudo ser causada antes o inmediatamente después del nacimiento de su cría. Es probable que la costumbre de las madres con crías de habitar aguas de poca profundidad

durante la época de crianza (véase Félix y Haase, 2005) las haga aún más propensas a las colisiones. Aunque la proporción de animales con estas heridas parece ser muy bajo (7 de 2,518 ballenas registradas, 0.28%), no debe olvidarse que, al igual que en el caso de los bufeos costeros, los animales registrados serían los sobrevivientes. CONCLUSIONES • La mayoría de los casos de colisiones en Ecuador han

sido registrados en especies costeras y por ende más expuestas al tráfico marítimo.

• No existe actualmente información que permita establecer el impacto sobre estas poblaciones porque los casos registrados son aquellos que sobrevivieron a la colisión.

• El impacto en especies oceánicas es aún más difícil de establecer.

• En los bufeos costeros las heridas parecen haber sido causadas en su mayoría por hélices de motores fuera de borda. En contraste, los cortes profundos mostrados por ballenas jorobadas indican que fueron provocados por hélices de embarcaciones grandes.

• En el caso de las ballenas jorobadas es posible que las madres y crías sean la clase más afectada por su distribución más costera.

RECOMENDACIONES • Fortalecer la base de datos de colisiones que existe en el

Centro de Estudios Peruano de Cetáceos CEPEC. • Exigir a los barcos mercantes el reporte de colisiones

ocurridas en alta mar cuando llegan a puerto. • Establecer regulaciones de velocidad para las

embarcaciones en zonas costeras o conocidas por ser hábitats importantes para cetáceos.

• Analizar la posibilidad de realizar cambios en las rutas mercantes para evitar zonas de concentración de ballenas jorobadas, aunque sea de manera temporal durante la temporada de reproducción.

• Campañas de difusión dirigidas a marineros, pescadores y habitantes de comunidades costeras donde se distribuyen los cetáceos para alertar del potencial peligro que representan las colisiones, tanto para los cetáceos como para los pescadores en el caso de ballenas grandes.

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PARÁMETROS PARA DETERMINAR LOS EFECTOS DEL TURISMO DE AVISTAMIENTO SOBRE CINCO POBLACIONES DE CETÁCEOS EN CHILE

ELSA CABRERA1 Y BÁRBARA GALLETTI VERNAZZANI2

1Centro de Conservación Cetacea (CCC), Casilla 19178, Correo Lo Castillo, Santiago, Chile. 2Centro de Conservación Cetacea (CCC). E. mail: [email protected]

RESUMEN A nivel mundial, el turismo de avistamiento de cetáceos presenta un acelerado crecimiento producto de sus beneficios sociales, económicos y educativos. Sin embargo, para desarrollar la actividad de manera responsable y minimizar los impactos sobre los animales avistados, es necesario establecer programas de monitoreo y proponer medidas de conservación que aseguren la viabilidad de las poblaciones a largo plazo. La diversidad de especies de cetáceos en aguas chilenas representa un gran potencial para el desarrollo de esta emergente actividad en el país. El presente trabajo identifica cinco poblaciones de cetáceos sujetos de manera oportunista o sistemática al desarrollo de actividades turísticas y recomienda los parámetros de medición críticos (conductuales, fisiológicos y/o acústicos) que deberían ser aplicados para monitorear el estado de las poblaciones y el impacto a corto y largo plazo del turismo de observación de ballenas en función del grupo taxonómico y ciclo de vida de las especies identificadas.

ABSTRACT Whalewatching has an accelerated growth worldwide due to its social, economic and educational benefits. Nevertheless, in order to develop the activity in a responsible manner and minimize impacts over the animals, it is necessary to implement monitoring programs and propose conservation measures oriented to guarantee the viability of the populations in the long term. The diversity of cetacean species in Chilean waters represents a great potential for the development of this emerging activity in the country. This document identifies five populations of cetaceans that are subject to opportunistic and systematic whalewatching activities and recommends critical measurement parameters (behavioral, physiological and acoustic) that should be applied to monitor the state of the populations and the short and long term impacts of whalewatching according to their taxonomic group and life cycle.

INTRODUCCIÓN Los cetáceos son especies ícono que atraen fácilmente el interés de un creciente número de personas. La gran diversidad de cetáceos que habita cerca de la costa ha permitido el desarrollo de actividades socioeconómicas relacionadas con la observación de estos mamíferos marinos. La combinación de estos factores ha generado el acelerado crecimiento del turismo de avistamiento de cetáceos a nivel mundial (Rochelle, 1999). El turismo de avistamiento de cetáceos o “whalewatching” se define como la observación de ballenas, delfines, cachalotes y marsopas en su ambiente natural, desde plataformas marinas, costeras o aéreas. Los beneficios sociales, económicos y educativos de esta actividad han generado un vertiginoso desarrollo de esta industria en un creciente número de países (IWC, 2004). Frente a la expansión geográfica y económica del whalewatching surgen numerosas preocupaciones respecto a los impactos biológicos de esta industria sobre los cetáceos (Ritcher et al., 2006). Adicionalmente, la evidencia científica

sugiere que tales operaciones pueden impactar negativamente en individuos y poblaciones de cetáceos (IWC, 2004). Los cambios asociados a las perturbaciones generadas por la presencia de embarcaciones, como el alejamiento de áreas de importancia biológica para la especie o la interrupción de los ciclos de alimentación y crianza, podrían tener impactos a largo plazo en la viabilidad de las poblaciones (Rochelle, 1999). Las aguas chilenas cuentan con la presencia de 42 especies de cetáceos, muchas de la cuales se encuentran cerca de la costa y representan un potencial para el desarrollo del whalewatching en el país. Con el fin de desarrollar la actividad de manera responsable y minimizar los impactos sobre los animales avistados, es necesario promover y apoyar la implementación de programas de investigación a largo plazo, orientados a la generación de políticas sustentables de administración del whalewatching en Chile. Adicionalmente, el desarrollo de programas de cooperación y políticas de administración regional son esenciales para garantizar que las poblaciones migratorias sujetas al avistamiento de cetáceos puedan ser efectivamente protegidas a lo largo de su rango de distribución.


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Este documento presenta un análisis de cinco poblaciones de cetáceos en Chile que cuentan con potencial para el desarrollo del whalewatching e identifica los parámetros críticos que deberían ser utilizados para evaluar los impactos a corto y largo plazo de la actividad en cada una de estas poblaciones. MATERIALES Y MÉTODOS Se analizó la base de datos de avistamientos de cetáceos registrados a lo largo de la costa chilena a través de la información reunida gracias a los miembros de la Red de Avistamiento de Mamíferos Marinos de Chile (RAMMC), establecida por el Centro de Conservación Cetacea y vigente desde Febrero de 2003. Los avistamientos informados a través de la RAMMC provienen de personal de la Dirección General del Territorio Marítimo y de Marina Mercante (DIRECTEMAR), Servicio Nacional de Pesca, Subsecretaria de Pesca, asociaciones de pescadores, empresas de turismo y transporte marítimo, y comunidades costeras en general. La información analizada corresponde sólo a los avistamientos donde la especie ha sido confirmada. Adicionalmente, se realizó una revisión bibliográfica de las publicaciones científicas relacionadas a la distribución de las especies de cetáceos a lo largo del territorio marítimo chileno. Los datos fueron contrastados con los reportes de actividades turísticas de observación de cetáceos, lo cual permitió la identificación de cinco áreas con presencia de cetáceos que tendrían potencial para el desarrollo del whalewatching. Utilizando los parámetros de medición críticos acordados en el Taller sobre Investigación para el Turismo de Avistamiento de Cetáceos Sustentable (IWC, 2004) se identificaron aquellos que pueden ser empleados para medir los impactos a corto y largo plazo del whalewatching sobre un individuo, grupo o población. Éstos incluyen parámetros relacionados a la especie y la utilización del área. Para especies de misticetos, los parámetros de identificación sobre el uso de área incluyen rutas migratorias, áreas de alimentación, áreas de reproducción y poblaciones no migratorias. Para especies de odontocetos éstos incluyen poblaciones costeras cerradas y poblaciones oceánicas. De acuerdo a los resultados obtenidos, se recomiendan los parámetros de medición críticos (conductuales, fisiológicos y/o acústicos) que deberían ser aplicados para monitorear el estado de las poblaciones y el impacto del whalewatching en función del grupo taxonómico y ciclo de vida de las especies identificadas. RESULTADOS Se identificó la presencia de tres especies de misticetos y dos de odontocetos sujetos de manera oportunista o sistemática al desarrollo de actividades de whalewatching. La Tabla 1 presenta las poblaciones identificadas, su rango de

distribución conocido, la utilización del área y el tipo de avistamiento al cual están sujetas. Tabla 1. Poblaciones de cetáceos con potencial para desarrollar turismo de avistamiento.

Especie Nombre Común Región Utilización

del Área Tipo de

Whalewatching

Balaenoptera musculus

Ballena azul o Alfaguara

X, XI Alimentación

En fase de es-tudio en X R., oportunista en XI R.

Megaptera novaeangliae

Ballena jorobada XII

Alimentación y presencia de crías

Estacional

Eubalaena australis

Ballena franca austral

VIII, IX, X

Migratoria con presen-cia de crías

Oportunista

Physeter macrocephalus Cachalote I Población

oceánica Oportunista

Tursiops truncatus

Delfín nariz de botella

III, IV Población costera cerrada

Permanente

Balaenoptera musculus Recientes investigaciones han evidenciado que la población de ballena azul, o alfaguara, existente en aguas chilenas utiliza su área de distribución en la X región de manera estacional con fines de alimentación (Cabrera et al., 2004; Cabrera et al., 2005, 2006; Galletti Vernazzani et al., 2005). Las poblaciones de ballenas sujetas a operaciones de avistamiento en áreas de alimentación son más vulnerables a posibles perturbaciones debido a que los animales cuentan con un tiempo limitado para reponer y aumentar las reservas energéticas necesarias para la siguiente migración. Es necesario monitorear que las operaciones de avistamiento en estas áreas de residencia estacional no afecten, disminuyan o impidan la conducta de alimentación de la población o la desplacen hacia áreas de menor productividad (IWC, 2004). Se recomienda que los parámetros de medición críticos para monitorear a corto plazo (< 3 años) los efectos del whalewatching estén orientados al seguimiento de las conductas de alimentación a través de telemetría, registros acústicos y registros conductuales. Los parámetros de medición a largo plazo (>10 años) deberían estar orientados a identificar cambios en la tendencia poblacional y desplazamiento de los animales mediante foto-identificación individual y transectos lineales (aéreos y marinos). Megaptera novaeangliae El sector de la isla Carlos III (Magallanes, XII región) es el área de mayor importancia para la alimentación de la ballena


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jorobada en aguas interiores del país y el único sitio de alimentación de la especie conocido fuera de las aguas antárticas en el Hemisferio Sur (Ministerio de Economía de Chile, 2003). Adicionalmente, se ha registrado la presencia de pares madre-cría en el área. Al igual que la alfaguara, se sugiere utilizar los mismos parámetros críticos a corto y largo plazo orientados a monitorear los impactos del avistamiento de ballenas sobre la conducta de alimentación de la población. Adicionalmente, con el fin de evitar posibles impactos negativos sobre las crías y la viabilidad de la población, se recomienda que los parámetros de medición críticos a corto plazo también estén orientados al seguimiento del cuidado parental mediante registros conductuales. A largo plazo, se recomienda el desarrollo de programas de seguimiento de la tasa de supervivencia de las crías mediante estudios de foto-identificación individual en áreas abiertas (de impacto) y cerradas (de control) a la actividad del avistamiento de ballenas. Eubalaena australis Para todo el hemisferio sur se estima una población de cerca de 7,000 ejemplares de ballena franca austral (IWC, 2001). Los registros históricos de captura sobre la especie dan cuenta de su mayor abundancia en aguas del Pacífico Sur oriental siendo drásticamente reducida durante la época de la caza comercial de ballenas. Más de 2,300 ejemplares fueron capturados en el siglo XIX sólo por embarcaciones balleneras francesas (Du Pasquier, 1986). A pesar de encontrarse protegida desde 1936, la ballena franca austral fue capturada en aguas chilenas hasta 1966 (Aguayo, 1974) y durante las últimas cuatro décadas su población no evidencia ningún aumento. En 2001, el Comité Científico de la Comisión Ballenera Internacional estimó que existirían menos de 10 hembras maduras (IWC, 2001). El análisis de los registros sugiere que las aguas costeras de Chile serían utilizadas por la ballena franca austral como un importante corredor migratorio. Adicionalmente, el registro de pares madre-cría a lo largo de la costa sugiere la existencia de áreas de crianza. Sin embargo la información continúa siendo escasa debido al reducido número de avistamientos. El avistamiento de ciertas poblaciones de ballenas a lo largo de sus rutas migratorias no evidencia efectos negativos significativos (Heckel et al., 2001). Sin embargo, el delicado estado de conservación de la población de ballena franca austral del Pacífico Sur Oriental requiere de la adopción de medidas precautorias que garanticen su conservación a largo plazo. Considerando el carácter costero de la especie y su vulnerabilidad ante posibles impactos del whalewatching se

recomienda que el avistamiento de esta especie en Chile se restringa exclusivamente a plataformas costeras. Los parámetros de medición a corto plazo deberían estar orientados a la identificación de áreas críticas de reproducción y crianza, mediante el fortalecimiento de la RAMMC. A largo plazo, los parámetros de medición deberían estar orientados especialmente a determinar la tasa de supervivencia de las crías y tendencia poblacional, a través de registros de foto identificación individual. Physeter macrocephalus La información reunida a través de la RAMMC evidencia la presencia continua de cachalotes en aguas oceánicas de la zona norte de Chile y actividades ocasionales asociadas al turismo de fauna marina. A pesar que la interacción entre los animales observados y las embarcaciones de avistamiento suele ser esporádica debido a problemas asociados a seguridad náutica y distribución de los animales, es necesario desarrollar programas de investigación orientados a identificar periodos críticos (estacionales o diarios) en que los animales serían más vulnerables a sufrir impactos negativos. Investigaciones realizadas en Nueva Zelanda sugieren que los cachalotes reducen los intervalos de respiración y tiempo en superficie ante la presencia de embarcaciones de avistamiento (MacGibbon, 1991), lo que podría resultar en tiempos de buceo menores y reducción de la efectividad de conductas de alimentación (Gordon et al., 1992). Adicionalmente, se han identificado cambios en las vocalizaciones de los cachalotes ante la presencia de embarcaciones de avistamiento, sugiriendo que el ruido producido por los motores podría disminuir la efectividad de la localización de alimento (Richter et al., 2006). Se recomienda que los parámetros de medición críticos a corto plazo estén orientados a la identificación de periodos críticos (alimentación, reproducción, descanso, cuidado parental y socialización) a través de registros conductuales. A largo plazo los parámetros de medición deberían estar orientados al seguimiento de conductas y vocalizaciones de los animales a través de registros de comportamiento y acústicos. Tursiops truncatus La Reserva Nacional Pingüino de Humboldt (IV Región) cuenta con una población residente de delfines nariz de botella (Sanino et al., 2005) los cuales han estado sujetos durante la última década a operaciones permanentes de avistamiento desde embarcaciones de menor tamaño. Las poblaciones costeras cerradas de odontocetos suelen corresponder a especies altamente sociales donde las relaciones entre los individuos y la disponibilidad de alimento


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pueden ser esenciales para determinar su hábitat crítico. Los efectos acumulativos del continuo tráfico marino sobre poblaciones costeras cerradas podrían perturbar las conductas de socialización y alimentación, llegando incluso a desplazar a los animales de su hábitat y afectar la supervivencia de las crías (IWC, 2004). Se recomienda que los parámetros de medición críticos a corto plazo estén orientados a la identificación de cambios conductuales. A largo plazo, éstos deberían estar orientados a determinar la tasa de supervivencia de las crías y adultos a través de foto identificación individual e identificar desplazamientos de hábitat a través de estudios comparativos de telemetría (con/sin presencia de embarcaciones recreativas y de turismo) y transectos lineales, aéreos y marinos. DISCUSIÓN Y CONCLUSIONES La diversidad de especies de cetáceos en aguas chilenas representa un potencial para el desarrollo del whalewatching en el país. A pesar que los beneficios sociales, económicos y educacionales del turismo de avistamiento de cetáceos han sido reconocidos a nivel mundial (Hoyt, 2001), se requiere que la actividad sea desarrollada de manera planificada y responsable con el objetivo de minimizar posibles impactos negativos. La utilización de parámetros de medición críticos, a corto y largo plazo, que permitan identificar cambios en la conducta, distribución y tendencia poblacional, son esenciales para promover la adopción de medidas de conservación orientadas a garantizar la calidad de vida y bienestar de los individuos y las poblaciones sujetas al avistamiento de cetáceos. Con el fin de facilitar la identificación de posibles impactos negativos se recomienda implementar programas de monitoreo científico, específicos para cada especie y el área que utilizan, antes del desarrollo de las operaciones comerciales de avistamiento de cetáceos. Es necesario que los resultados de los programas científicos sirvan de herramienta para proponer e implementar regulaciones específicas para cada especie y área en cuestión. AGRADECIMIENTOS Quisiéramos agradecer en especial a la Dirección General del Territorio Marítimo y de Marina Mercante por su importante contribución a la Red de Avistamiento de Mamíferos Marinos de Chile (RAMMC) del Centro de Conservación Cetacea (CCC), así como a los otros miembros de la RAMMC. Quisiéramos además agradecer al Dr. Robert Brownell Jr. por su continuo apoyo al trabajo de CCC y su contribución al artículo.

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CONFLICTOS ENTRE ANIMALES DOMÉSTICOS, EL LOBO FINO DE JUAN FERNÁNDEZ (Arctocephalus philippii) Y EL LOBO MARINO COMÚN (Otaria flavescens)

LAYLA P. OSMAN1,2 Y HÉCTOR PAVÉS3

1 Instituto de Ecología y Evolución, Universidad Austral de Chile, Casilla 567, Valdivia, Chile. 2 Centro Ballena azul (CBA) c/o WWF, Carlos Anwandter 624, Casa 4, Valdivia, Chile. www.ballenazul.org 3 Instituto de Zoología, Universidad Austral de Chile, Casilla 567, Valdivia, Chile. E-mail: [email protected]; [email protected].

RESUMEN

En la actualidad, información sobre interacciones entre animales domésticos y otáridos en Chile es escasa; sin embargo esta es una de las interacciones antropogénicas que debe ser estudiada sobretodo en especies con problemas de conservación. Para el lobo Fino de Juan Fernández (Arctocephalus philipii) se registró la presencia de animales domésticos como vacas, perros y gatos en colonias reproductivas de gran importancia, lo que pudiera ser un foco potencial de transmisión de enfermedades. Para el lobo marino común (Otaria flavescens), se han registrado interacciones negativas con perros, los cuales son una fuente de mortalidad externa para la población. Los animales domésticos son parte importante para la comunidad insular, por ello la solución al problema no es su eliminación, sino implementar un proceso de vacunación y desparasitación en Robinsón Crusoe, para que los animales no nativos del archipiélago de Juan Fernández estén libres de enfermedades, favoreciendo a la fauna local y a la comunidad. Asimismo, cualquier animal que ingrese desde el continente debe ser evaluado para evitar que se conviertan en vectores de patógenos para la fauna nativa. Finalmente, se recomienda tomar medidas especiales en las colonias reproductivas de los otáridos cercanas a centros urbanos, cercándolas para impedir el ingreso de animales no nativos de la zona.

ABSTRACT

There is little information about interactions between otariids and domestic animals in Chile; nevertheless, these should be addressed especially when they could affect species with conservation problems. In the case of the Juan Fernández fur seal (Arctocephalus philippii), we recorded the presence of cows, dogs and cats on important breeding colonies which could be a focus of potential diseases and affect the recovery process of the population. In the case of the common sea lion (Otaria flavescens), there is evidence of predation by feral dogs which represents an additional source of mortality in the population. We recommend that breeding colonies should be protected by closing the entrance to domestic animals, such as Lobería Vieja, the main breeding colony of A. philippii. However, since in the Juan Fernandez Archipelago the local community is part of the National Park, and domestic animals are an important for its inhabitants, we recommend not eliminated them, but instead, carry out a vaccination and a anti parasite control at Robinson Crusoe Island; and in this way contributing to the local fauna and the community. In the same way, non-native animals from the continent should be controlled prior introduction to the islands.

INTRODUCCIÓN Los otáridos (lobos comunes y lobos finos) son depredadores marinos de alto nivel trófico (Bowen, 1997). En el pasado, la mayoría de especies estuvo sometida a una explotación desmedida principalmente con el objetivo de comercializar su piel, lo que en la actualidad está regulado, generalmente prohibiéndose su extracción (e.g. Bonner, 2000; Reeves, 2002). En Chile pueden encontrarse 5 especies: el lobo marino común (Otaria flavescens), el lobo fino de Juan Fernández (Arctocephalus philippii), el lobo fino Austral (A. australis), el lobo fino Antártico (A. gazella), y el lobo fino Subantártico (A. tropicalis) (Torres, 1987; Sielfeld, 1999; Osman, 2007). A. philippii es la única especie endémica de Chile, distribuyéndose casi exclusivamente en el archipiélago de

Juan Fernández (islas Robinsón Crusoe, Santa Clara y Alejandro Selkirk) e islas Desventuradas (San Félix y San Ambrosio). Juan Fernández se encuentra ubicada a 670km de la costa chilena y es uno de los ecosistemas oceánicos de mayor importancia en Chile, ya que alberga varias especies endémicas de flora y fauna. Desde 1687 en adelante, A. philippii fue sometido a una intensa explotación, estimándose una extracción de 3,870,169 pieles, lo que redujo sus poblaciones de tal manera que fue considerado extinto alrededor de 1900. No fue hasta 1965 en que la especie fue re-descubierta nuevamente, al encontrarse una pequeña población en la isla Alejandro Selkirk (Torres, 1987; Osman, et al. 2006; Osman, 2007). A. philippii esta clasificado como VULNERABLE en la lista roja de la IUCN (www.iucn.org) y sus poblaciones se encuentran en lenta recuperación (Osman, 2007).


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Por otro lado, la especie más frecuente en las costas de Chile es O. flavescens, la cual se distribuye a lo largo de la costa sudamericana desde Perú hasta el Sur de Chile en el Pacifico y desde Brasil hasta el sur de Argentina en el Atlántico, incluyendo las islas Malvinas (Sheffer, 1958; King, 1983; Sepúlveda et al., 2007). Los últimos censos realizados en Chile arrojan una población de aproximadamente 120,000 individuos, encontrándose la mayor parte de esta en la X región de los Lagos (Sielfeld et al., 1997; Aguayo et al., 1998; Oporto et al., 1999; Venegas et al., 2001). En Chile, esta especie también fue objeto de caza y, recientemente, de cuotas de captura (Sielfeld, 1999). Especial énfasis se ha puesto en identificar los conflictos que existen entre pesquerías y otáridos (e.g. Harwood & Croxall, 1988; Gales et al., 2003; Hückstädt & Antezana, 2003; Hückstädt & Krautz, 2004; Arata & Hucke-Gaete, 2005; Sepúlveda & Oliva, 2005; Sepúlveda et. al., 2007), existiendo escasa información acerca de otras interacciones tales como las que se dan con animales domésticos (perros, gatos, vacas y aves, entre otros), los que pudieran afectar a los otáridos pues son fuentes potenciales de enfermedades y mortalidad. Debido a lo anterior los objetivos de este trabajo son entregar información reciente sobre tales interacciones en colonias reproductivas de gran importancia para A. philippii y O. flavescens en Chile.

LOBO FINO DE JUAN FERNANDEZ (Arctocephalus philippii)

Las islas Juan Fernández están protegidas como Parque Nacional y Reserva de la Biosfera por su alto valor biológico dado que son uno de los ecosistemas de mayor importancia en cuanto a diversidad y endemismo en Chile. Han sido objeto de 400 años de intervención humana (incendios, sobreexplotación de especies, introducción de plagas animales y vegetales) lo que ha dejado una profunda huella en las especies endémicas (Cuevas & Van Leersum, 2001). Mamíferos no nativos de las islas fueron introducidos en el pasado, persistiendo en la actualidad solo en Robinsón Crusoe (cabras, perros, vacas, conejos y gatos) y en Alejandro Selkirk (cabras, vacas, perros y gatos). La Corporación Nacional Forestal (CONAF), encargada de proteger y administrar el parque nacional de Juan Fernández, desde hace varios años dio inicio a un proyecto cuya finalidad era recuperar este ecosistema de alta fragilidad a través de un enfoque socio-económico tratando, entre otras iniciativas, de mantener resguardadas a la flora de interacciones negativas con cabras, vacas y conejos, cercando y restringiendo el acceso (Cuevas & Le Quesne, 2005). Es importante destacar que Juan Fernández es un ecosistema complejo y un desafío para la conservación, puesto que la población local (600 personas) prácticamente vive dentro del Parque Nacional, por lo que no puede excluirse al humano de

los programas de conservación (Cuevas & Van Leersum, 2001). Como se mencionó anteriormente, A. philippii es una especie VULNERABLE en vías de recuperación (Osman, 2007). De todas las colonias reproductivas del archipiélago la principal es “Lobería Vieja” que se encuentra en la isla Alejandro Selkirk, ya que alberga a la mitad de la población de la especie (Osman, 2007). Cada año cuando se abre la veda de la langosta, un grupo pequeño de pescadores provenientes de Robinsón Crusoe llegan a Selkirk al comienzo de la temporada de pesca, trayendo consigo como mascotas a perros y gatos. Durante aproximadamente 6 a 7 meses (octubre-mayo) permanecen en la “Quebrada de las Casas”, la cual corresponde a una pequeña villa con una población humana alrededor de 30 a 40 personas. “Lobería Vieja” se encuentra distante alrededor de 15km de la Quebrada de las Casas y el acceso es por un sendero de rocas volcánico (Torres, 1987). Aparte de la población de perros y gatos que es transitoria, durante todo el año la isla es habitada por cabras salvajes, ratas y ganado vacuno; estos últimos son propiedad de los isleños. El ganado vacuno se encuentra de manera libre en la isla y, aunque se han cercado ciertos lugares para restringirles el acceso, no ha tenido un resultado eficaz en todos los casos (Osman per. obs.). Debido a que en el archipiélago no existen zonas que puedan utilizarse para poder cultivar pastos, las vacas son dejadas libres para que puedan buscar su alimento y en Selkirk éstas llegan a la lobería para aprovechar la vegetación que allí crece (Fig. 1). Con el fin de estimar el tamaño poblacional actual de A. philippii, durante los años 2003, 2004 y 2005 entre los meses de diciembre a febrero se realizaron censos en Robinsón Crusoe, Santa y Alejandro Selkirk (Osman, 2007). Además, durante la temporada 2005 se llevo a cabo un programa de monitoreo en “Lobería Vieja” desde Diciembre 2004 hasta Abril del 2005 donde, entre otras actividades, se estudiaron los viajes tróficos de las hembras en lactancia, el crecimiento de crías y la dieta (Osman 2007). A través de los tres años de estudio pudimos observar en “Lobería Vieja” la presencia de ganado vacuno, gatos y perros (Figura 1). Los gatos son llevados como mascotas a Selkirk principalmente con el fin de disminuir la población de ratas en la quebrada de las casas. El conflicto surge cuando estos animales huyen de sus propietarios en busca de alimento asilvestrandose en la isla, como es el caso presentado en la Figura 1b, ejemplar que fue observado junto a otros dos individuos durante la temporada 2005. Estos animales ingresaron diariamente a la colonia en busca de lobos muertos de los cuales alimentarse. Por otra parte, los perros son usados tanto como compañía en la pesca como para cazar cabras, las que en el sector de Lobería Vieja son


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abundantes, por lo que cada vez que los pescadores cazan en Lobería Vieja los acompañan los perros.

Figura 1. Presencia de animales domésticos en la colonia reproductiva de A. philippii “Lobería Vieja”, isla Alejandro Selkirk, archipiélago de Juan Fernández: a) ganado doméstico (arriba) y b) gato asilvestrado (abajo). Fotos: L. P. Osman. La presencia de animales domésticos cercanos a A. philippii pudiera convertirse en una amenaza preocupante teniendo en cuenta que son una posible fuente de contagio de enfermedades. En relación con lo anterior, virus como el distemper canino causó mortalidad en masa en focas cangrejeras (Lobodon carcinophaga), en la vecindad de una base antártica donde existían perros de trineo (Bengston et al., 1991). Del mismo modo, en enero de 1998 ocurrió una mortalidad inesperada en la población del lobo común de Nueva Zelanda (Phocarctos hookeri), donde 53% de las crías murieron (n=1600) así como muchos juveniles y adultos (Gales, 2002). La causa principal no ha sido determinada aun, pero se encontró que esta población había sido expuesta al virus distemper bovino. Más de 10,000 focas del Mar Caspio (Phoca caspica) murieron el año 2000 y al analizar a 18 individuos muertos se encontró el virus del distemper canino (Kuiken et al., 2006). Otros antecedentes de mortalidades en masa incluyen influenza en las focas de bahía (Phoca vitulina) (Geraci et al., 1982); distemper canino

en focas Baikal (Phoca sibirica) (Grachev et al., 1989; Osterhaus et al., 1989), distemper bovino en focas de bahía y focas gris (Halichoerus grypus) (Jensen et al., 2002; Kennedy et al., 1988; Osterhaus & Vedder, 1988) y envenenamiento por ácido domoico en el lobo común de California (Zalophus californiaus) (Scholin et al., 2000). Además, se registro la presencia de brucelosis en A. gazella en la isla Livingston, Antártica (Blank et al., 1999; Retamal et al., 2000; Blank et al., 2001) desconociéndose el origen del contagio, sin embargo pudiera estar relacionado al contacto con animales domésticos. Otro de los problemas de los que se tuvo conocimiento, entrevistando a la gente de la isla, es el ataque de perros sobre crías de A. philippii en la colonia reproductiva “Tierras Blancas” (Robinsón Crusoe). Aunque no se tiene evidencia concreta, datos anecdóticos indican que cerca de 100 crías perecieron por estos ataques. Esta cifra es considerable si se toma en cuenta que la producción de crías en Tierras Blancas es de alrededor de 800 cachorros por temporada (Osman, 2007). LOBO MARINO COMUN (Otaria flavescens) Durante las temporadas reproductivas 1997 y 1998 en la colonia de “Punta Lobería”, la cual alberga alrededor de 3,000 lobos marinos comunes en el centro de Chile, se observó el ataque de perros domésticos sobre crías de O. flavescens aumentando el número de éstos a través del periodo de estudio (1996 n=6; 1997 n= 16). Los perros no solo atacaron a las crías, sino que además se alimentaron de restos de lobos muertos (Pavés et al., en imprenta). Por otra parte, interacciones con aves locales como jotes de cabeza negra (Coragyps atratus), jotes de cabeza colorada (Cathartes aura), gaviotas dominicanas (Larus dominicanus) y Tiuques (Milvago chimango) involucraron la ingestión de placentas y cordones umbilicales, cuando aun éstos estaban adheridos a la cría, y ataques directos a las crías cuando éstas estaban solas (Pavés et al., en imprenta). CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES

Existe escasa investigación sobre interacciones entre animales domésticos y otáridos en Chile; la información disponible proviene de observaciones oportunistas. La posible transmisión de enfermedades y la mortalidad asociada es una amenaza grave, sobretodo en especies con problemas de conservación y distribución restringida como el lobo fino de Juan Fernández. Se recomienda tomar medidas especiales para Lobería Vieja, porque es la colonia reproductiva más importante en todo el rango de distribución de la especie (Osman, 2007), y cercar la entrada de ésta para impedir el acceso al ganado vacuno. Además, considerando que los animales domésticos como perros y gatos son parte importante para la comunidad isleña, en vez


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de eliminarlos, se propone fiscalizar que los animales ingresados a Selkirk deben ser llevados de vuelta a Robinsón Crusoe, para evitar el asilvestramiento de gatos y eventualmente de perros. Asimismo, otras colonias reproductivas de importancia como “Tierras Blancas” deben ser monitoreadas con el fin de evitar el ingreso de perros u otros animales. Principalmente los esfuerzos deben concentrarse en que los animales domésticos del archipiélago de Juan Fernández estén libres de enfermedades, llevando a cabo un proceso de vacunación y desparasitación en Robinsón Crusoe de perros, gatos y vacas; favoreciendo a la fauna local y a la comunidad. Además, cualquier animal que se introduzca desde el continente debe ser evaluado antes de ingresar al archipiélago para evitar potenciales focos de enfermedades.

Las colonias reproductivas de los otáridos son sitios especiales porque albergan tanto a las crías de la temporada, como a las hembras y otras clases funcionales y etáreas, encontrándose durante los meses que dura la reproducción a la mayor parte de la población. Es por esto que las colonias reproductivas de los otáridos cercanas a centros urbanos, deben protegerse del ingreso de animales domésticos. Finalmente, es necesario implementar estudios sobre interacciones de animales domésticos y otáridos, para evaluar el grado de interacción y amenaza de los primeros sobre los lobos marinos y evitar posibles epidemias y mortalidades en masa. AGRADECIMIENTOS

L.P.O. Varias organizaciones hicieron posible desarrollar proyectos con el Lobo fino de Juan Fernández, entre ellas: The Rufford Small Grants, Society for Marine Mammalogy y la Universidad Austral de Chile. Además muchos colegas y amigos brindaron su ayuda y viajaron lejos, en la primera temporada: Cynthia Dietrichs, Cristian Manque y Nicolás Sánchez. En la segunda temporada: Dr. Mike Goebel, Juan Pablo Torres, Pilar Díaz, Sandra Cuellar y Marco Sepúlveda. En la tercera temporada: Simón Cardyn y Victor Castillo. Agradezco enormemente a los pescadores de Juan Fernández que siempre nos dieron una mano cuando la necesitábamos, especialmente Manuel de Rodt e hijos; Eduardo Paredes; Sergio Ruz, Clara Araya e hijo, Lidia Ruz, Iván Chamorro y muchos otros más, especialmente a la comunidad de pescadores de Alejandro Selkirk. Quisiera expresar mi gratitud a CONAF, quienes nos apoyaron constantemente tanto en el continente como dentro del Parque Nacional de Juan Fernández, especialmente a Javiera Meza y Gastón Correa, y a los guardaparques de CONAF, Alfonso Andaur, Guillermo Araya, Danilo Arredondo y Ramón Schiller. Finalmente, a MECESUP por financiar mis estudios de Doctorado mientras trabajaba con el Lobo fino de Juan Fernández. H. P. Agradece a la Universidad Austral de

Chile, a Cristian Espinoza y al Dr. Roberto Schlatter por su constante apoyo y a todas las personas que nos ayudaron a través de los años. REFERENCIAS Aguayo, A., M. Sepúlveda, F. Palma, H. Díaz & J. Yánez. 1998.

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ESTADO Y EFECTOS ANTROPOGÉNICOS EN LOS MAMÍFEROS MARINOS DE GALÁPAGOS

GODFREY MERLEN1 Y SANDIE SALAZAR2

1Servicio Parque Nacional Galápagos (SPNG) 2Sandie Salazar. Fundación Charles Darwin (FCD).

RESUMEN La flora y fauna de las islas Galápagos están protegidas dentro del Parque Nacional y de la Reserva Marina (40nm) por múltiples leyes y reglamentos. No obstante, las dificultades encontradas en el manejo de la parte marina, donde se intenta hacer un balance entre el hombre extractor y la naturaleza, y especialmente entre los pescadores y la fauna, existe un conflicto continuo con mamíferos marinos los que, además de ser competidores con el hombre, son muy curiosos y oportunísticos. En este articulo se muestra el resultado de la competencia y de los riesgos adicionales que enfrenta la especie mayormente afectada por actividades humanas, el lobo marino de Galápagos Zalophus wollebaeki, una especie endémica a las islas. La población del lobo marino de Galápagos ha declinado en los últimos 30 años, algo que también ha ocurrido con el lobo peletero de Galápagos Arctocephalus galapagoensis. Se recomienda revisar las artes de pesca que se utilizan en el archipiélago y permitir solo aquellas que causan un mínimo impacto sobre estas especies. Adicionalmente se requiere aplicar las leyes de protección y eliminar la pesca ilegal con redes tiburoneras, especialmente en un área donde los cambios en las condiciones oceanográficas pueden causar cambios dramáticos en la sobre vivencia de individuos y hasta poblaciones.

ABSTRACT The plants and animals of the Galapagos Islands are protected in the Galapagos National Park and within the 40 nautical miles of the Marine Reserve through numerous laws and regulations. However difficulties abound in the management of the marine area, where an intent is made to find a balance between man, and especially the fisherman, and nature, because of a continuous conflict with some marine mammals, which, in addition to being competidors, are curious and oportunistic. In this article we show the results of this competitiveness and of additional risks which are faced by the species which is most affected by human activities, the Galapagos sealion, Zalophus wollebaeki, an endemic species. The population of Galapagos sealions has declined during the last 30 years as has that of the Galapagos fur seal, Arctocephalus galapagoensis. Recommendations include the revision of fishing techniques to find those which have the minimum effect on these species, apply the current protection laws, and eliminate illegal fishing with shark nets. It is especially important to reduce human effects in an area where changes in the oceanographic conditions can cause dramatic effects in the survival rate of individuals and even populations.

INTRODUCCIÓN La reunión en Bogota, Colombia, desarrollada el 28 y 29 de noviembre de 2006, trató sobre el conocimiento de los efectos antropogénicos en relación a las poblaciones de mamíferos marinos en la costa oeste de Sudamérica (área de interés de la Comisión permanente del Pacifico Sur, organizadora de la reunión). Esta tuvo como resultado la publicación de reportes de cada país. Este documento es el reporte de la situación actual en la región del archipiélago de Colón o islas Galápagos (Ecuador). Ubicación geográfica de la región. Las islas Galápagos se encuentran 600 millas náuticas (1,000km) de la costa oeste de América del Sur en la posición 0º00’S, 90º00’W. El archipiélago es de origen volcánico, localizado en un punto caliente de la plataforma de Nazca. Sobre esta plataforma hay relativamente poca profundidad (entre 500 y 1000m), pero alrededor de las islas

existen pendientes abruptas que caen rápidamente a profundidades abismales (4,000m). En el archipiélago se diferencian dos temporadas climáticas: la fría y seca, cuando las islas son bañadas por la corriente fría de Humboldt desde el sureste de junio a octubre, y la cálida y húmeda, cuando la corriente cálida de Panamá llega desde el noreste de diciembre a abril. Los meses de noviembre y mayo son considerados de transición (Banks 1999, 2002). No obstante, la corriente fría subsuperficial de Cromwell que llega desde el oeste, es de gran importancia, porque influye en las islas durante todo el año, excepto durante eventos El Niño fuertes (Banks, 1999). Comparado con otras islas oceánicas del Océano Pacifico tropical, el archipiélago es anormal en términos de la alta productividad de las aguas que lo rodean. La principal razón para esta inusual riqueza es el aflojamiento de aguas de la corriente de Cromwell, en especial en la parte oeste de las islas, que trae nutrientes a la superficie del mar y la


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turbulencia causada por la presencia de las islas y bajos que genera corrientes fuertes. Dado la poca profundidad de la plataforma, los afloramientos se re-distribuyen hacia varias áreas dentro del archipiélago en forma intermitente (Banks, 2002). POBLACIONES DE MAMÍFEROS MARINOS PRESENTES Como resultado de estas condiciones oceanográficas particulares, en las islas Galápagos se han establecido varias especies de mamíferos marinos. Orden Cetácea Se han registrado 20 especies en este orden, 11 de estas consideradas representativas. En general, se tiene poco conocimiento acerca de la biología, ecología y estado de conservación de muchas de estas especies (Palacios y Salazar, 2002). Esto se debe, en parte, a que el área utilizada por estos animales es amplia y que durante las navegaciones regulares entre islas, a parte de los delfines nariz de botella (Tursiops truncatus), no son fáciles de encontrar. Excepto, en áreas como el Canal Bolívar (entre las islas Isabela y Fernandina), donde los avistamientos de grandes cetáceos son más frecuentes. Entre las especies que se encuentran en las islas están: el cachalote (Physeter macrocephalus), la ballena jorobada (Megaptera novaeangliae), ballena azul (Balaenoptera musculus), ballena de Bryde’s (Balaenoptera edeni), orca (Orcinus orca), ballena piloto de aleta corta (Globicephala macrorhynchus), delfín común (Delphinus delphis), falsa orca (Pseudorca crassidens) y delfín de Risso (Grampus griseus). La Reserva de Recursos Marinos de Galápagos, con una extensión de 5mn alrededor del archipiélago, fue declarada como “santuario de ballenas” en 1990. En la actualidad, la Reserva Marina de Galápagos (RMG) es un área protegida que tiene una extensión de 40mn alrededor del archipiélago y fue establecida mediante la Ley de Régimen Especial para la Conservación y Desarrollo Sustentable de la Provincia de Galápagos (Registro Oficial 278, 1998). En la primera mitad del siglo XIX existió una cacería indiscriminada de cachalotes alrededor de las islas. Desde entonces, las ballenas no han sido objeto de explotación directa en esta región. Sin embargo, en el año 2002, un aproximado de 150 delfines nariz de botella fueron capturados durante una faena ilegal de un barco atunero dentro de la RMG. Como resultado de esto, unos 50 delfines fueron encontrados muertos en las bodegas del barco. Dicha embarcación fue capturada y durante la ejecución de la sanción se fugó de la custodia del SPNG. En el año 2003, también se reportaron 3 delfines de la misma especie, muertos y con huellas de redes en la isla Wolf (Datos no publicados SPNG y FCD).

Hoy en día, el mayor problema de conservación que enfrentan estas especies está en relación con el incremento de las actividades turísticas en las islas. Al respecto, se han identificado dos causas principales: 1. Actividades de observación de ballenas no reguladas

Aunque la observación dirigida de ballenas “whalewatching” es esporádica, dada la dificultad en encontrar cetáceos con regularidad, la presencia de ballenas jorobadas, muchas veces con crías en áreas próximas a las costas, generan interés de los barcos turísticos e incluso de pobladores. Además, la mayor parte de barcos que navegan en el Canal Bolívar, cuentan con esta actividad como parte de su itinerario. Estas observaciones se dan generalmente sin reglamentación alguna. Lo que podría poner en riesgo la integridad de los animales e incluso la de los observadores. Las primeras normativas para esta actividad fueron escritas por uno de los autores (GM) con el apoyo del Dr. Hal Whitehead de la Universidad de Dalhousie de Canadá, y fueron publicadas como un aviso a los guías y capitanes de los barcos turísticos, pero nunca como un reglamento formal. Actualmente, existe un reglamento oficial expedido en 2002 por parte de una Comisión Interministerial creada para regular la observación de ballenas en el país. Sin embargo, la aplicación del mismo y el control no se lo ha hecho extensivo aún a Galápagos. 2. Incremento del tráfico marítimo La contaminación acústica generada por el ruido de las embarcaciones es un problema sin definiciones claras. Sin embargo, se sospecha que el ruido puede interferir con los sistemas de ecolocación de los odontocetos, limitando su capacidad de ubicar su alimento o a otros miembros de su grupo, afectar la detección de depredadores o interferir con su habilidad para defenderse de éstos como grupo, especialmente cuando se trata de orcas. El incremento del tráfico marítimo, trae consigo además el incremento en la posibilidad de colisiones con la fauna marina, incluyendo choques con ballenas, separación de grupos, separación de madres y crías. Es difícil tomar medidas sobre este problema, ya que existe un alto interés del sector privado en el turismo. Sin embargo, se puede disminuir la probabilidad de colisión al establecer rutas navegables no azarosas, limitar la velocidad en presencia de cetáceos e implementar el uso de motores de última generación. Orden Pinipedia Las dos especies residentes son consideradas endémicas y vulnerables (CITES, 2000 –Utreras et al., 2000a,b), aunque el


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estado taxonómico del lobo marino de Galápagos (Zalophus wollebaeki) aún esta en discusión (Salazar, 2003). Estas especies simpátricas han logrado subsistir gracias a que sus hábitos y hábitat son diferentes. Así, las colonias reproductivas principales del lobo marino de Galápagos se encuentran en el centro-sur del archipiélago (Figura 1) y se alimentan principalmente en el día, sobre la plataforma de

Nazca en aguas poco profundas y bajos (Figura 2). El lobo peletero de Galápagos (Arctocephalus galapagoensis), en cambio, ha establecido sus colonias en las islas del oeste y norte (Figura 1), cerca de aguas profundas donde su alimentación es predominantemente nocturna (Figura 2).

Figura 1. Mapa de distribución de las colonias reproductivas de las dos especies de pinnípedos, los puntos rojos señalan las del lobo peletero de Galápagos y los negros señalan las colonias del lobo marino de Galápagos (Censo noviembre 2001, Salazar 2002).

Figura 2. Registros de pinnípedos en las aguas de la RMG (Cruceros varios 1973–2000; Palacios, 2003; Villegas Pers.Com.) superpuestos al mapa batimétrico de las islas Galápagos (Chadwick, 2001). Los puntos rojos corresponden a lobos peleteros (n=104), los azules a lobos marinos (n=68) y los negros son pinnípedos no identificados (n=33). Actualización del mapa publicado en Salazar (2002).

Datos poblacionales de ambas especies reflejan una caída poblacional dramática durante los últimos 30 años. Durante este tiempo, se registraron dos eventos fuertes de El Niño en 1982-83 y en 1997-98 que tuvieron un efecto negativo el estas poblaciones, en especial por la falta de alimento (Trillmich y Limberger, 1985; Salazar y Bustamante, 2003). Arctocephalus galapagoensis. Nombre común: lobo peletero de Galápagos. En la actualidad se considera que esta especie no sufre mayores efectos antropogénicos, dado que sus colonias reproductivas se encuentran en áreas remotas de difícil acceso y sólo una colonia es utilizada como sitio de visita turística. Sin embargo, existen registros de interacciones de esta especie con artes de pesca industrial o semi-industrial, como el palangre (ilegal en la RMG). Además, existe la preocupación de que barcos industriales, especializados en la captura de calamar (pesca nocturna con luces fuertes), puedan causar efectos negativos en la capacidad de los lobos finos para alimentarse o incrementar su mortalidad debido a la presencia de depredadores como orcas y tiburones atraidos a su vez por los calmares. Esta pesca no es permitida en la RMG, pero existe evidencia que se da aprovechando la falta de control nocturno (National Geographic mapa publicado en marzo de 2006). Zalophus wollebaeki. Nombre común: lobo marino de Galápagos Para esta especie la situación es diferente, esto debido a que las interacciones con el ser humano son frecuentes y de múltiples formas. Así, las cuatro islas habitadas por gente se encuentran próximas por lo menos a una colonia reproductiva. En el caso particular de Puerto Baquerizo (capital de la provincia) el pueblo esta ubicado en una de las loberas más importantes. Adicional a esto, en el 85% de colonias reproductivas de esta especie se encuentran establecidos sitios de visita turística (Salazar, 2003). Es relevante mencionar que esta especie es protegida aunque se encuentre fuera del área del Parque Nacional Galápagos. En la Figura 3 se muestran los principales tipos de interacciones reportados en los informes semanales de los guías naturalistas del Servicio Parque Nacional Galápagos (SPNG) y en los formularios específicos de la Bitácora de Avistamientos (Fundación Charles Darwin (FCD)-SPNG) que afectan al lobo marino de Galápagos. Los principales efectos antropogénicos negativos con lobos incluyen los siguientes: 1. Interacciones con las pesquerías

Durante los últimos años las pesquerías han aumentado, especialmente la pesca de pepino del mar y de tiburones

(ilegal). No obstante, el aumento en el uso de artes de pesca experimentales, como el palangre y la pesca de atunes sobre los bajos con carnada viva, ha sido notable durante los últimos cinco años. Desde diciembre de 2006 el palangre fue prohibido en todas sus formas por su alta tasa de pesca incidental (bycatch), pero la pesca con empate en los bajos sigue sin regulaciones. La introducción de redes tiburoneras, especialmente para el aleteo (mutilación de aletas y desecho de cuerpos) ha sido alarmante y difícil de controlar, dado que éstas son ubicadas debajo del agua y ancladas, invisibles desde la superficie. Además, se utilizan redes de deriva para este mismo fin. La pesca tradicional con trasmallos para la captura de lizas continua y se ha expandido a áreas donde existen interacciones con pingüinos de Galápagos (Spheniscus galapagoensis).

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Figura 3. Número de reportes de diferentes tipos de interacciones que afectan al lobo marino de Galápagos, registrados desde 1995 hasta diciembre del 2006. Siglas en “Otros”: AI: agresión intencional; EI: explotación ilegal; OE: enredos con un material no identificado, AP: ataques de perros y ED: enfermedades desconocidas.

El lobo marino es un animal inteligente y donde hay comida fácil, intentará sacar provecho. En las siguientes actividades no es posible tener cifras confiables por la dificultad de monitoreo y la diversidad de artes de pesca. Sin embargo, los reportes de lobos enredados dan una idea de la causa y efecto que tienen muchas de estas actividades. • El uso de redes de monofilamento atrae a los lobos. Los

pescadores, al intentar espantarlos para que no tomen lo pescado o dañen la red, pueden recurrir a la violencia. Como evidencia de esto, se han reportado al menos en siete ocasiones lobos con golpes o heridos (unos vivos y otros muertos).

• Existe evidencia anecdótica respecto a que en el año 2000 se observaron botes de pesca del continente pescando atunes en los bajos del sur de la isla Española (bajo 90) utilizando anzuelos con carnada viva, los lobos marinos que quedaban enganchados a éstos, fueron generalmente decapitados para no perder los anzuelos (comunicación personal de Pescadores artesanales


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locales). De acuerdo a la fuente, esta práctica ha causado la muerte de muchos lobos, estimando en un mínimo de 40 lobos por viaje/bote; cada viaje con una duración mínima de dos semanas. Además, de acuerdo con los reportes recibidos desde el año 1995 existen un total de 64 reportes de lobos marinos con anzuelos en sus hocicos, garganta y extremidades.

• El uso de la carne de lobo marino como carnada es bien conocido entre quienes están involucrados en la captura ilegal de tiburones, tanto los que usan redes a la deriva como las redes sumergidas (Observación personal GM y reportes verbales).

2. Interacciones en los poblados Es común encontrar lobos marinos en las zonas costeras de los diferentes pueblos, sobre todo en Puerto Baquerizo Moreno (isla San Cristóbal). Esta condición, ha producido dos efectos antagónicos: por una parte, los lobos son uno de los principales atractivos turísticos del lugar y por otra, han generado varios conflictos con los dueños de embarcaciones menores, el ornato de la ciudad y por la interacción con especies introducidas. Uno de los conflictos más evidentes era el daño parcial o total de las embarcaciones pesqueras, en especial a botes menores (pangas y fibras) debido a que los lobos marinos utilizan las mismas como sitios de descanso. Cómo método de “defensa” de sus bienes, los dueños de las embarcaciones solían colocar obstáculos corto-punzantes como clavos, alambres de púas, palos, entre otros para evitar que los lobos se suban a sus embarcaciones (Figura 4), ahora se trata de impulsar el uso de una barrera física que no lastime a los animales.

Figura 4. Lobos marinos descansando en una panga en Puerto Baquerizo Moreno, a pesar de la colocación de alambre de púas como obstáculo. El segundo conflicto ocurre con el ornato de la ciudad, ya que los lobos solían descansar en varios lugares del “Malecón” y dejar sus heces esparcidas por todo el lugar. El olor

característico de estas, causaba malestar entre los moradores. Hoy en día existe una barrera física, un muro, que limita el acceso a una de las playas mas utilizadas por los lobos marinos. Sin embargo es necesario implementar carteles informativos para regular el comportamiento de los visitantes (e.g. Controlar a los niños, que suelen lanzarles objetos a los animales). Cómo tercer conflicto, está la interacción de especies introducidas con los lobos marinos. Una de las especies más problemáticas es el perro (Canis familiaris) que deambula libremente por toda la ciudad, a pesar de las medidas de manejo que están siendo implementadas por el CIMEI1, incluyendo áreas del Parque Nacional como “la Lobería” a 5km del puerto. Esta especie arremete de forma directa contra los animales, en especial ataca a los cachorros y juveniles, pudiendo llegar a ser un depredador furtivo. Es importante evitar estas interacciones, dado el peligro latente de la transmisión de enfermedades de una especie a la otra. Sobre este punto ya existe evidencia de enfermedades potencialmente peligrosas en otras islas, como el caso del distemper o “moquillo” canino (Salazar et al., 2001). En este momento, para evitar la propagación de un nuevo brote las autoridades están por permitir la vacunación de los perros contra CDV. En este punto, cabe mencionar que durante los últimos años en los lobos marinos se han registrado al menos dos enfermedades poco conocidas (parasitosis, infección ocular y úlceras dérmicas), con amplia incidencia entre las crías de varias colonias. En general, en Galápagos como en otros ecosistemas isleños, existe mucha preocupación sobre la introducción de enfermedades, esto por la falta de una repuesta inmunológica en las especies nativas, generada por el aislamiento. 3. Agresiones directas o por el valor de sus cuerpos. Los lobos marinos de Galápagos han sido explotados por sus genitales. Este producto se vende en los mercados de Asia por tener supuestamente propiedades afrodisíacas. Un caso particular fue reportado en Puerto Baquerizo Moreno en julio de 2001 (Salazar y Edgar, 2001), pero varios reportes indican que esto ha sucedido también en otros lugares de Galápagos (tres reportes de guías). El primer autor (GM) ha encontrado animales sacrificados con este fin. No se considera que ocurra en gran escala, sin embargo, no existen cifras confiables al respecto. Es común encontrar cráneos rotos en las colonias de esta especie, en muchos casos con ausencia total o parcial de piezas dentales, en especial los caninos. No existen pruebas de que los animales sean sacrificados con este fin, sin embargo, es una actividad ilegal extraer elementos naturales de las islas, incluyendo osamentas.

1 Comité Interinstitucional para el Manejo de Especies Introducidas.


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4. Interacciones con el turismo El turismo ha causado más invasión del ser humano en las islas Galápagos que cualquier otra actividad. No obstante, el efecto del turismo en los sitios de visita debería ser mínimo, dado que los turistas son guiados por profesionales entrenados por el Servicio Parque Nacional Galápagos. Sin embargo, existe preocupación de que la cantidad de visitantes, pangas y otras alteraciones en las colonias tengan efectos a largo plazo en las colonias de lobos marinos visitados, así: • Los grupos turísticos que se desplazan en las áreas de

reproducción pueden generar movimientos en los animales que resulten perjudiciales, como la separación de parejas (madres con cría), generando posiblemente un efecto negativo en el éxito reproductivo, por la interrupción de lactancia. Las alteraciones por causa del turismo dentro y fuera de los grupos reproductivos están siendo evaluadas en un estudio desarrollado por la FCD, teniendo en cuenta que es importante conocer los cambios en el comportamiento de los machos y la composición de estos grupos.

• Se han registrado una serie de ataques de lobos marinos a personas, en especial porque las personas se acercan demasiado a los animales, dada su mansedumbre. Esto, a pesar de las advertencias de los guías de mantener una distancia prudente. Así también, se han reportado incidentes en los sitios de desembarco localizados en territorios de machos dominantes. En estos casos, le compete al SPNG cambiar los lugares de desembarque para evitar estos ataques.

• La natación o “snorkel” con estos animales, carece de reglamentación, pero se recomienda que los guías controlen estas actividades, evitando nadar en territorios de machos dominantes, sobre todo durante el periodo reproductivo (junio-diciembre).

5. Interacciones entre lobos y materiales desechados por el

ser humano Los lobos marinos son animales muy curiosos e investigan cualquier objeto que encuentran: cabos, bandas elásticas, material de embalaje y otros materiales. Uno de los reportes más comunes son los de lobos marinos con materiales alrededor de sus cuellos (153 reportes). Los más afectados por estos enredos son los lobos juveniles, que agrava la situación debido a que al crecer el material se incrusta dentro de la piel, causando dolor, sangrado y en algunos casos produciendo la muerte por estrangulamiento. La mayor parte del material involucrado son desechos locales (de poblados, embarcaciones, etc.). Arrojar basura al mar va en contra de los acuerdos del MARPOL y de las regulaciones del SPNG.

El Centro para Mamíferos Marinos de Santa Bárbara apoyó a la FCD y al SPNG con equipamiento y capacitación para el rescate de lobos marinos enredados. Para este fin, se cuenta con redes grandes y una caja de inmovilización. El entrenamiento es importante, para salvaguardar tanto al rescatista, como al animal, a través de una apropiada inmovilización luego de la cual se procede a retirar el objeto con ayuda de una navaja o alicate, dependiendo del material. 6. Interacciones con tráfico marítimo Otra interacción registrada es la de cortes con hélices de motores fuera de borda (12% de los reportes registrados desde 1995 y sólo en el 2006 diez animales fueron avistados con este tipo de heridas). Por lo general se tratan de dos o más cortes profundos equidistantes. La mayoría de estas heridas se encuentran en las aletas posteriores y partes bajas del vientre de los animales, llegando muchas veces a afectar órganos internos. Como se había mencionado anteriormente, una de las causas es el incremento de botes y el exceso de velocidad, en especial en las cercanías de las colonias reproductivas. Dentro de esta interacción, cabe señalar los efectos de situaciones extremas, como derrames de combustibles. En enero de 2001 el B/T Jessica derramó cerca de 300t de bunker y 600t de diesel, hecho que puso en evidencia la gran fragilidad del archipiélago frente a este tipo de acontecimiento. Al menos cuatro colonias reproductivas de lobos marinos de Galápagos fueron afectadas (Salazar, 2003) CONCLUSIONES Las islas Galápagos están en rumbo de convertirse en un lugar cuyo principal ingreso proviene de las actividades turísticas. El cambio de actividad del sector pesquero es un proceso largo, pero está en marcha. Los guías turísticos juegan un rol importante en la industria turística y deben tomar la responsabilidad del SPNG a bordo de las embarcaciones, para prevenir muchas de estas interacciones, siendo vigilantes en cuanto al manejo de desechos, comportamiento de los turistas en los sitios de visita e incluso el comportamiento del panguero (persona que maneja el bote utilizado para los desembarcos), así como contribuyendo con información valiosa de lo que ocurre en la RMG, reportando animales enredados, pesca ilegal, cetáceos, entre otras observaciones necesarias para el monitoreo de uno de los sitios invaluables del planeta. No obstante, según los datos, encontramos que gran parte de interacciones ocurren con las pesquerías (137 reportes). Por este motivo, es muy importante trabajar con este sector para


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reducir estos impactos, estudiar los efectos de las artes de pesca y entender cuales son rentables, pero al mismo tiempo que no pongan en riesgo a las especies no-objetivo. La tendencia negativa de las poblaciones de lobos marinos y peleteros no es totalmente comprendida. Sin embargo, muchas colonias reproductivas muestran signos de una lenta recuperación en el número de individuos. En el último periodo reproductivo 2006-2007, el promedio de crías nacidas en 11 colonias monitoreadas del lobo marino de Galápagos superó los 100 individuos en comparación con un promedio de 50 individuos nacidos en el período 1998-2005. Poco se puede hacer para combatir cambios climáticos, que afectan a los pinnípedos, pero si se puede reducir el impacto causado por el ser humano con educación, aplicación de la ley y eliminando las causas más graves: basura peligrosa, uso de artes de pesca no apropiada, regulación en el turismo y transporte marítimo. REFERENCIAS Banks, S. A. 1999. The use of the AVHRR data in determining sea

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REVISIÓN DE LAS INTERACCIONES ENTRE CETÁCEOS Y LA PESQUERÍA MARINA PERUANA; PERSPECTIVAS PARA LA CONSERVACIÓN DE CETÁCEOS EN PERÚ

IGNACIO GARCÍA-GODOS

Unidad de Investigaciones en Depredadores Superiores. Instituto del Mar del Perú (IMARPE). Apdo. 22, Callao, Perú. E-mail: [email protected]

RESUMEN Diferentes aspectos de las interacciones entre cetáceos con la pesquería peruana son revisados. Se ha observado una marcada disminución en la captura de cetáceos menores con respecto a las década de 1980 e inicios de 1990, a pesar de no poder ser calculada en la actualidad. Los efectos de la captura incidental, la competencia por alimento, el traslape en el uso del hábitat, el tráfico marítimo, etc., no han sido establecidos, pero son motivo de creciente preocupación. El incremento del monitoreo oficial de la pesquería peruana es un avance en la implementación de las medidas de control y la investigación.

ABSTRACT Interactions between cetaceans and Peruvian fishery are reviewed. A noticeable decrease in landings of small cetaceans has been observed, compared to landings during the 1980s and early 1990s. Despite this, current catches can not be estimated. The effects of bycatch, food competition, habitat use overlaping, marine traffic, etc., are causes of growing concern. The increasing efforts to monitor the Peruvian fishery works towards a better implementation of control measures and research.

INTRODUCCIÓN Desde mediados del siglo pasado la preocupación mundial por la conservación de los cetáceos ha ido creciendo progresivamente, generando acuerdos internacionales y legislación nacional que velan por su conservación y uso sustentable. Siguiendo esta tendencia, Perú ha firmado diferentes convenios internacionales y ha desarrollado leyes y reglamentos que protegen a las diferentes especies de cetáceos que habitan el mar peruano, rico en recursos pesqueros que sostienen la pesquería nacional. Perú es uno de los principales países pesqueros del mundo en virtud de la alta productividad de su mar territorial, que alberga especies de gran importancia comercial que son explotadas por una variedad de pesquerías. Entre las especies de importancia comercial, la anchoveta Engraulis ringens, destaca por su elevada biomasa y por ser una especie clave en la dieta de muchos depredadores superiores (peces, aves y mamíferos marinos), así como por sustentar a la industria de la harina de pescado, principal producto pesquero del Perú. Además de la anchoveta, muchas otras especies son usadas para el consumo directo de la población y sostienen a la pesca artesanal peruana. Dado que las poblaciones de cetáceos y la actividad pesquera coinciden en la misma área geográfica del mar peruano, las interacciones entre ambas son inevitables. De las 33 especies de cetáceos que habitan el mar peruano y aguas continentales (García-Godos y Van Waerebeek, 1994; Arias-Schreiber, 1996, Reyes et al., 2002) se ha reportado

evidencia de interacción incidental y/o explotación directa para casi todas ellas. Sin embargo, el principal problema enfrentado por los cetáceos marinos en Perú esta centrado en cuatro especies: el delfín oscuro Lagenorhynchus obscurus, el delfín común de hocico largo Delphinus capensis, la marsopa espinosa Phocoena spinipinnis y el delfín mular Tursiops truncatus (e.g. Read et al., 1988; Van Waerebeek y Reyes, 1990, 1994a,b; García-Godos, 1992). Aparte de esta mortalidad inducida por la pesquería, y luego del cese de la caza de ballenas en aguas peruanas en virtud de la moratoria instaurada por la Comisión Ballenera Internacional (CBI), cualquier otro tipo de efectos antropogénicos sobre los cetáceos peruanos han recibido poca atención o han pasado desapercibidos. El presente trabajo revisa algunos aspectos de las interacciones entre las actividades pesqueras y los cetáceos que habitan el mar peruano, basándose en información científica publicada, anotaciones de campo del autor y otra información inédita. Se explora primero el consumo de los cetáceos menores, luego los posibles efectos que la pesquería ejerce sobre los cetáceos en general y se plantean las perspectivas para su conservación. LA CAPTURA DE CETÁCEOS MENORES PARA CONSUMO Este es un tema que por su importancia merece ser tratado aparte. Por varios años la carne de cetáceos menores ha sido usada como alimento por una parte de la población costera peruana. Este consumo parece haberse desarrollado


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después del colapso de la pesquería de anchoveta en 1972 (Majluf y Reyes, 1989), como una alternativa frente a otros tipos de carnes rojas. Sin embargo, en términos económicos, siempre ha mantenido precios similares al de la carne de pollo, por lo que ha estado lejos del alcance de la población en extrema pobreza (García-Godos, 1992). Así mismo, una parte de las capturas de cetáceos estuvo destinada a la fabricación del “mushame” (carne macerada y seco-salada), el cual tiene un alto valor monetario y es principalmente consumido por los sectores pudientes. Ya en el presente siglo, el consumo de carne de delfines en cualquiera de sus formas ha disminuido ostensiblemente, sin embargo aún no puede decirse que el consumo haya sido erradicado totalmente.

En 1990 se emitió el primer dispositivo legal que prohibió la captura y comercialización de pequeños cetáceos y su carne (RM-569-90 PE), el cual no tuvo mayor impacto (Van Waerebeek y Reyes 1994b, Van Waerebeek et al., 1997, Majluf et al., 2002), debido a la falta de difusión y control. Posteriormente, y luego de una campaña masiva en los medios de comunicación llevada a cabo por la ONG Cruzada por la Vida, esta legislación fue reforzada (RM-321-94-PE) y el control fue incrementado. En 1996 la protección legal se reforzó aún más con una norma de mayor jerarquía (Ley N° 26585 y su reglamento), otorgando protección total a siete especies de cetáceos menores (los ya mencionados, además de Delphinus delphis, Innia geoffrensis y Sotalia fluviatilis). Como consecuencia de todo ello, se creó temor entre los pescadores a reportar o mostrar abiertamente sus capturas, aún cuando éstas fueran accidentales, propiciando el ocultamiento de éstas y el desarrollo de un mercado negro local de carne de cetáceos (e.g. Van Waerebeek et al., 2002, Reyes et al., 2002) que parece todavía existir en algunas zonas.

Luego de las campañas de difusión, el refuerzo de la legislación y su control (aún insuficiente) se ha observado una notable disminución de los desembarques de cetáceos menores en todos los puertos y caletas de la costa peruana. Por ejemplo, Majluf et al. (2002) registraron una disminución progresiva en la captura incidental de cetáceos en el puerto de Marcona entre 1992 y 1997, aunque probablemente debido a cambios en los hábitos de pesca. Asimismo, los monitoreos de la pesca artesanal realizados por IMARPE registraron pequeños desembarques de cetáceos menores en Salaverry, al norte de Perú, el año 2000 (Estrella et al., 2001), involucrando no más de cinco animales al mes. Los reportes de comercialización de carne de cetáceos menores sugieren que su comercio y consumo no es ya una actividad generalizada en la actualidad, pero que aún persiste en la década presente (e.g. Van Waerebeek et al., 2002, Reyes et al., 2002). No habiéndose introducido ajustes en las técnicas de pesca para la mitigación de la captura

incidental de cetáceos (i.e. uso de dispositivos sonoros, redes de alta densidad, etc.), es de suponer que ésta aún persista en alguna medida. En cuanto a la captura dirigida, se han hecho públicos eventos aislados de arponeo y comercialización en algunos puertos. Adicionalmente, se ha registrado captura de delfines para su uso como carnada en la pesca con espinel de tiburones, pero ésta tampoco es una práctica generalizada (Van Waerebeek et al., 2002), aunque debería ser erradicada incrementando las medidas de control.

Debido al mercado negro y al temor a sanciones, actualmente es muy difícil obtener información de los pescadores y hacer un registro apropiado de las capturas, lo que hace imposible estimar la mortalidad relacionada a la pesquería. En este sentido, a pesar de la imposibilidad de estimar la captura anual de cetáceos en Perú desde 1995, parece obvio que ésta ha disminuido al menos en un orden de magnitud con respecto a la captura estimada para los años 80 e inicios de la década del 90, pudiendo estar entre los mil y tres mil individuos capturados anualmente por la pesquería artesanal. Sin embargo, sólo para el caso de la marsopa espinosa, Reyes (2002) estima que la captura anual peruana sería de 2,000 individuos, aunque no proporciona información metodológica sobre esta estimación. EFECTOS REALES Y POTENCIALES DE LA PESQUERÍA Cetáceos menores

La mortalidad total de cetáceos relacionada a la pesquería artesanal peruana fue estimada en 10,000 individuos en 1985 (Read et al. 1988), antes que cualquier prohibición fuera establecida, en base a los reportes oficiales de desembarques en cada puerto. Estos desembarques incluyeron animales capturados incidentalmente en redes cortina colocadas para otras especies objetivo, o animales capturados de manera intencional, usando redes “animaleras” o arponeados manualmente, así como capturas durante operaciones de pesca con redes de cerco. Sin embargo, en 1994, a pesar de existir una prohibición, la mortalidad incidental y dirigida en conjunto se estimó en 17,500 individuos (Van Waerebeek y Reyes, 1994b), la mayor jamás reportada en Sudamérica.

Si bien no se ha cuantificado el impacto de esta captura sobre las poblaciones de cetáceos involucradas, existen algunos indicios de sus efectos. Así, se han observado cambios en la composición relativa de las especies de cetáceos menores capturadas en la costa central del Perú (Fig. 1), a pesar que el esfuerzo pesquero parece no haber disminuido. Las capturas de L. obscurus mostraron una tendencia decreciente significativa del 77.5% del total de capturas entre 1985-90 al 52.8% entre 1991-93; aunque este descenso pareció estabilizarse entre 1995-98 (56.8%), un


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nuevo declive ocurrió, llevando a esta especie a ocupar 40.2% del total de capturas entre 1999-2001 (Van Waerebeek 1994; Van Waerebeek et al. 1999, 2002). Sin embargo, el estudio correspondiente al periodo 1999-2001 (Van Waerebeek et al., 2002), contabilizó principalmente restos varados de cetáceos, por lo que tiene un sesgo hacia especies neríticas como la marsopa espinosa y el delfín mular, que presentaron incrementos importantes en ese periodo.

0102030405060708090

100

1985-87 1988-89 1991-93 1999-2001

Por

cent

aje

(%)

L. obscurus D. capensis P. spinipinnis T. truncatus Figura 1. Variación temporal de la captura de cetáceos menores en la costa central de Perú.

En el caso de la captura incidental en la pesca industrial con red de cerco, esta pesquería es actualmente monitoreada mediante un programa de observadores abordo, coordinado por el Programa de Bitácoras de Pesca del Instituto del Mar del Perú. Este programa cubre un esfuerzo de muestreo del 2% de dicha pesquería. Como producto de este monitoreo, Van Oordt y Alza (2006) hallaron que cerca del 9% de todas las interacciones con cetáceos menores ocurridos el año 2002 resultaron en mortalidad, con una tasa de captura promedio de 0.041 delfines capturados por lance. Aunque muy baja, esta tasa de captura puede tener algún efecto sobre las poblaciones de cetáceos afectadas, considerando el tamaño actual de la flota peruana de cerco. Resultados preliminares indican que el delfín mular (probablemente la forma oceánica) es la especie más frecuente, con al menos 70% de las capturas, seguida por el delfín común (Delphinus sp), entre otras especies (IMARPE, datos no publicados). Efectos indirectos de la pesquería sobre los cetáceos menores no han sido evaluados. Si bien la competencia por el alimento no ha sido establecida, se ha confirmado que la anchoveta es la presa principal de los cetáceos menores más comunes del mar peruano (McKinnon, 1994, García-Godos et al., 2004), aunque el carácter oportunista del comportamiento alimenticio de estas especies podría amortiguar algún impacto. Sin embargo, en épocas de estrés alimenticio, como El Niño, es posible que los efectos de la pesquería se acentúen. En este sentido, el estudio de las interacciones entre aves marinas y la pesquería de anchoveta podría dar algunos indicios sobre los efectos de la interacción indirecta entre

pesquería y cetáceos menores en el Perú. Por medio del uso de modelos de productividad primaria y variables oceanográficas en relación con los desembarques de anchoveta y la población de aves guaneras entre 1925 y 2000, Jahncke et al. (2004) hallaron que estas aves redujeron el consumo de la anchoveta disponible de un 14.4% a un 2.2% entre antes y después del inicio de la pesca industrial de este recurso, hallando que la pesquería capturó el 85% del recurso disponible en el sistema. Así mismo, hallaron que en conjunto, El Niño y la sobre-pesca produjeron una alta mortalidad y migración entre las poblaciones de aves guaneras (Jahncke et al., 2004). Considerando que tanto cetáceos menores (delfín oscuro, delfín común de hocico largo y marsopa espinosa) como aves guaneras tienen posiciones tróficas cercanas (García-Godos et al., 2004) y que ambas comparten en general el mismo hábitat, es posible que en alguna medida la pesquería de anchoveta y El Niño ejerzan sobre estos cetáceos un efecto similar al producido sobre las aves guaneras. Mayor investigación en este sentido es necesaria para desarrollar esta hipótesis. Cetáceos mayores En Perú se cazaron ballenas desde el siglo XVII hasta mediados de la década de 1980 (Majluf y Reyes, 1989). Tan sólo entre 1951 y 1985 se cazaron en aguas peruanas cerca de 50,000 cachalotes (Physeter macrocephalus), así como otras especies de cetáceos mayores, los cuales fueron procesados en las estaciones costeras peruanas (Ramírez, 1989a,b). Luego de haber plegado a la moratoria a la caza de ballenas propuesta por la Comisión Ballenera Internacional (CBI), no se ha vuelto a cazar grandes cetáceos en Perú. Sin embargo, la baja tasa de reclutamiento observada en las poblaciones de cachalotes alrededor de las islas Galápagos en los años 1990 y su disminución poblacional en 20% han sido consideradas como un efecto a largo plazo de su intensa caza realizada en Perú (Whitehead et al., 1997), reportada por Saetersdal et al. (1963) y Ramírez (1989a,b). En la actualidad, los grandes cetáceos también son protegidos por la ley peruana. Además, como Estado Parte de la Comisión Ballenera Internacional, Perú apoya la moratoria a la caza de ballenas. En 2002 el gobierno peruano hizo grandes esfuerzos no sólo para mantener su membresía, sino para recuperar su derecho a voto; además ha regresado a la CBI proactivamente, todo lo cual debe ser reconocido. Finalizadas las actividades balleneras en Perú, la preocupación sobre los efectos de las actividades humanas sobre estas especies ha cambiado de giro hacia la interacción indirecta, el uso del hábitat y la colisión con embarcaciones, entre otros. Así, Clarke et al. (1993, 2002) alertaron sobre la posible interacción negativa entre los cachalotes (Physeter macrocephalus) y la pesquería del


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calamar gigante Dosidicus gigas por parte de la flota internacional, aduciendo una competencia por el alimento. Sin embargo, las investigaciones sobre los hábitos alimenticios de los cachalotes en el Pacífico Sudeste muestran resultados dispares en el consumo de calamar gigante, lo que ha originado una larga controversia científica (e.g. M. Clarke et al., 1976; R. Clarke et al., 1988; R. Clarke y Paliza, 2001; IWC, 1987; Smith y Whitehead, 2000, 2001). Sin embargo, usando la determinación de perfiles de isótopos estables de Carbono y Nitrógeno, Ruiz-Cooley et al. (2004) sugirieron una relación trófica entre cachalote y calamar gigante en aguas del Golfo de California. La implementación de esta técnica de investigación no letal en aguas peruanas ha sido propuesta como una forma de solucionar esta controversia científica (García-Godos, 2005 y 2006), la cual tiene importantes implicancias de manejo. Por otro lado, los índices de abundancia relativa entre cachalotes observados durante cruceros frente a Perú con la captura por unidad de esfuerzo (CPUE) de calamar gigante por la flota internacional se correlacionaron positivamente entre sí (García-Godos, 2006), lo cual sugiere una relación trófica, mas no algún nivel de competencia por el recurso. En la actualidad, las capturas de calamar gigante de la flota internacional han sido desplazadas por las de la flota artesanal, la cual, dada su naturaleza, opera en zonas más cercanas a la costa, reduciendo de alguna manera cualquier impacto potencial sobre los cachalotes. Impactos sobre otras especies de cetáceos consumidores de calamar (e.g. Globicephala sp, Grampus griseus, zífidos, etc.) deben ser evaluados. Adicionalmente, la presencia de observadores del IMARPE en cada buque de la flota calamarera internacional que opera en aguas peruanas garantiza que el impacto directo o intencional sobre los cetáceos sea mantenido al mínimo. Entre los posibles efectos por traslape en el uso de área, puede mencionarse el caso de las ballenas jorobadas y los buzos extractores de moluscos alrededor de la isla Lobos de Tierra (06°28'S; 80°50'W), al norte de Perú. Esta zona es un área de concentración de ballenas jorobadas durante la época reproductiva (junio-setiembre) y una zona de paso durante la migración (García-Godos, datos no publicados). En evaluaciones realizadas por el IMARPE se ha observado una interacción entre las ballenas y los buzos artesanales extractores de vieiras o conchas de abanico (Argopecten purpuratus). En esta área pueden concentrarse entre 100 y 150 embarcaciones artesanales durante la temporada reproductiva y migratoria de las jorobadas, las cuales pueden resultar perturbadas por la alta concentración de embarcaciones, el ruido de sus compresoras y la cantidad de cuerdas y líneas de buceo. Reportes dados por los buzos artesanales sugieren que esta interacción, aunque no es común, ocurre con alguna frecuencia (García-Godos, observaciones personales). Las observaciones realizadas por IMARPE entre 2004 y 2006 dan cuenta de algunos individuos con cicatrices posiblemente producidas por fricción con cabos

o líneas de buceo. La reciente inclusión de la isla Lobos de Tierra y su área marítima circundante al Sistema Nacional de Áreas Protegidas por el Estado (SINAMPE), subraya la necesidad de realizar mayor investigación con el fin de minimizar este nuevo tipo de interacción registrada. La colisión con embarcaciones, si bien no ha sido establecido que ocurra en relación con la pesquería peruana, ha sido registrada sólo una vez en el Perú (García-Godos y Santillán, 2004). Así mismo, a diferencia de otros países de la región, no se ha registrado interacción entre odontocetos (cachalotes y orcas, etc.) con la pesca con espinel para bacalao de profundidad (Dissostichus eleginoides), aunque esta no es una pesquería muy extendida en Perú. El enredamiento de cetáceos mayores en redes de pesca ha sido reportado sólo una vez (Majluf y Reyes, 1989) y no hay reportes de incidentes con espineles superficiales. PERSPECTIVAS PARA LA CONSERVACIÓN DE LOS CETÁCEOS EN PERÚ • Mientras que el uso extractivo de los cetáceos peruanos

tuvo su apogeo en la segunda mitad del siglo pasado, en lo que va del presente siglo la situación de los cetáceos en Perú parece haber mejorado, desde el punto de vista que la caza y extracción se han reducido ostensiblemente. En el caso de los cetáceos mayores, la moratoria vigente, aunque frágil en los últimos años, ha resultado una herramienta importante para su conservación en Perú, cuya Cancillería ha mostrado su apoyo a la moratoria en diferentes foros internacionales, incluida la CBI.

• El esfuerzo cada vez mayor de monitoreo de la pesquería por parte de los organismos oficiales ha permitido mejorar la toma de datos de la información relacionada a esta actividad y se están realizando esfuerzos para incluir a los cetáceos en el monitoreo.

• La actual imposibilidad de estimar el desembarque y/o comercio de cetáceos menores representa un problema de difícil solución. En este sentido, las campañas punitivas llevadas a cabo por algunas ONGs exacerban esta situación, mientras que la falta de un marco legal claro que norme las sanciones (administrativas y penales) representa un escollo para el refuerzo de la ley. Así mismo, hace falta regular eficientemente la captura incidental, de modo que se permita su cuantificación y muestreo científico.

• Las campañas de difusión, el apoyo de las instituciones privadas y públicas, así como el creciente interés del Estado en la investigación y conservación de los recursos marinos ha permitido una mejora en la visión popular con respecto a la conservación de los cetáceos. Así mismo, la propia situación de los recursos pesqueros está permitiendo a los pescadores tomar conciencia sobre la conservación de los recursos en general. Sin


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embargo, es necesario recalcar que la captura de cetáceos esta fuertemente ligada a la situación econími- ca y social de los pescadores artesanales y que la situación de los cetáceos menores no mejorará si es que no se mejora también el nivel de vida de los pescadores, de manera que haya alternativas viables para el desarrollo de este sub-sector.

• El alto potencial turístico que representan los cetáceos casi no ha sido explorado en Perú. La promoción del turismo orientado a la observación de cetáceos representa una alternativa real al uso extractivo y su promoción resultaría en una mejor conservación de los cetáceos. Los primeros pasos para fomentar esta actividad ya se han dado en Perú, sin embargo, deben seguirse lineamientos que aseguren su sostenibilidad.

• La prioridad en reducir las capturas ha dejado fuera de perspectiva por mucho tiempo otros problemas que afectan a los cetáceos, tales como la competencia por los recursos, la contaminación marina, el tráfico marítimo, entre otros. Ahora que las capturas parecen haberse reducido es momento de evaluar estos impactos y su efecto a largo plazo, en concordancia con el manejo costero integrado, el manejo ecosistémico de los recursos hidrobiológicos y la pesca responsable.

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MORTALIDAD Y LESIONES NO LETALES DE GRANDES CETÁCEOS EN COLOMBIA OCASIONADAS POR COLISIONES CON EMBARCACIONES

Juan Capella, Lilián Flórez González, Julio Herrera, Patricia Falk e Isabel C. Tobón

Fundación Yubarta, Cali, Colombia [email protected]

RESUMEN

Se recopiló la información disponible de registros de muerte y lesiones severas no letales de grandes cetáceos en Colombia y se analizó su ocurrencia, así como la incidencia de colisiones de embarcaciones con ballenas jorobadas (Megaptera novaeangliae) en los últimos 21 años en el litoral Pacífico. En total, 20 casos (22%) correspondieron a colisiones con dos especies de ballenas: la ballena tropical (Balaenoptera edeni) (n=1) y la ballena jorobada (n=19). En el período 1994-1999 se presentaron entre 1 y 3 casos por año (promedio de 1.81 ± 0.75), pero en el período 2000-2005 se registraron sólo dos casos (promedio de 0.33 ± 0.52). En 2006 hubo un incremento notorio, alcanzándose el máximo histórico con cinco casos. En 16 casos de colisiones (84.2%) estuvieron involucrados animales adultos. Al considerar los cinco factores causales de impacto analizados, los casos de muerte y lesiones severas de ballenas jorobadas aumentaron significativamente entre los períodos 1986-1995 y 1996-2005, pasando de un promedio de 1.1 ind/año a 4.4 ind/año respectivamente. La Tasa Cruda de Impacto dentro de la población fotoidentificada de ballenas jorobadas se incrementó desde 0.013 ± 0.005 en el período 1986-1995 hasta 0.044 ± 0.005 en 1996-2005. Esto representó un incremento de casi cuatro veces, lo que indica un problema de conservación creciente.

ABSTRACT

This study summarizes the available information involving dead and severe but non lethal injuries of large cetaceans in Colombia and analyzes the incidence of ship collisions with humpback whales (Megaptera novaeangliae) along the Pacific coast in the last 21 years. A total of 20 records (22%) corresponded to ship collisions involving two species: the Bryde’s whale (Balaenoptera edeni) (n=1) and the humpback whale (Megaptera novaeangliae) (n=19). Between 1 and 3 records per year (mean 1.81 ± 0.75) in the period 1994-1999 were made, but only two for the period 2000-2005 (mean of 0.33 ± 0.52). For 2006, the historical maximum of 5 records was reached. In 16 cases of collisions (84.2%) adult individuals were involved. Considering the five causes of impact analyzed, deaths and severe injuries in humpback whales increased significant between 1986-1995 and 1996-2005 from 1.1 ind/year to 4.4 ind/year. The collision rate for the photo-identified population of humpback whales increased from 0.013 ± 0.005 in the period 1986-1995 to 0.044 ± 0.005 in the period 1996-2005, which would indicate a potential conservation problem that deserves attention.

INTRODUCCIÓN El incremento del tráfico marítimo y de la velocidad de navegación de las nuevas embarcaciones es motivo de preocupación en diversas regiones del planeta debido a que un alto número de mamíferos marinos se ha visto afectado en los últimos años por colisiones con embarcaciones (Reeves et al., 2003). En general, las colisiones ocurren o son más fácilmente detectadas en las zonas costeras, donde las ballenas se concentran para reproducirse o alimentarse (Laist et al., 2001). Aunque las embestidas son ocasionadas por todo tipo de embarcaciones, como son los buques tanque, cargueros, pesqueros y cruceros, al parecer serían más comunes aquellas producidas por barcos grandes y veloces (Laist et al., 2001, Jensen & Silver, 2004). Una de las especies más afectadas por muerte y lesiones severas debido a la colisión con barcos es la ballena franca boreal, Eubalaena glacialis (Ward-Geiger et al., 2005). En el Atlántico

norte, durante el periodo 1970-1999 un tercio de las muertes fue atribuida a esta causa (Knowlton & Graus, 2001). En aguas colombianas se ha reportado la presencia de diez especies de grandes cetáceos (de las familias Balaenopteridae, Physeteridae y Ziphiidae) (Flórez-González et al., 2004), pero la información sobre su mortalidad se reduce a registros aislados (Vidal, 1990; Mora-Pinto & Muñoz-Hincapie, 1994; Flórez González & Capella, 1995) y proviene principalmente de varamientos y de restos óseos. El impacto de diferentes causas de muerte o lesiones severas, en particular aquellas causadas por la colisión de barcos, está apenas documentado. Sólo se dispone de una revisión sobre mortalidad general de ballenas jorobadas (Capella et al., 2001), en la cual algunos de los registros fueron probablemente causados por colisiones.


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En este trabajo se recopiló la información disponible de registros de muerte y lesiones severas no letales de grandes cetáceos en Colombia y se analizó su ocurrencia, así como la incidencia de la colisión de embarcaciones con ballenas jorobadas (Megaptera novaeangliae) en los últimos 21 años en el litoral Pacífico, región en la que se reproduce y es común en la segunda mitad del año (Flórez González, 1991). MATERIALES Y MÉTODOS La información recopilada se enfocó en especies de grandes cetáceos, entre las que se incluyeron ejemplares pertenecientes a las siguientes tres familias: Balaenopteridae (rorcuales), Physeteridae (cachalote) y Ziphiidae (zifios o picudas). Se realizó una revisión de la información publicada sobre animales muertos (varados, flotando y restos óseos) en las costas colombianas y se recopilaron nuevos registros, obtenidos a partir de dos fuentes: a) por los autores directamente durante las fases de campo en diferentes estudios con mamíferos marinos realizados a partir de 1986 y b) proporcionados por terceras personas y respaldados por un registro fílmico o fotográfico. La información obtenida se tabuló, consignándose lo siguiente: fecha, especie, clase de individuo, tamaño, causa probable del acontecimiento, tipo de registro, fuente o colector según el caso. En el registro fotográfico o fílmico y en caso de existir un cadáver reciente o la observación de un individuo vivo, se realizó un examen externo del cuerpo del ejemplar buscando señales de la potencial o más probable causa del incidente. Se consideraron cinco causas principales de acuerdo a uno o más de los siguientes criterios: enmalle accidental (laceraciones en el cuerpo debido a redes, cortes por uso de utensilios filosos para la liberación, colas o aletas pectorales cortadas y restos de redes adheridas), captura intencional o caza (perforaciones profundas de proyectiles o arpones, cortes profundos en varias direcciones), colisión con embarcaciones (fracturas expuestas, mutilaciones severas, cortes seriados debido a hélices, hematomas y heridas), deceso natural (sin signos evidentes de participación humana, inanición, depredación, defectos congénitos, vejez) y causa desconocida (restos óseos o cadáveres en avanzado estado de descomposición). Se analizó la tendencia en el tiempo del impacto mortal y no letal en la ballena jorobada por efecto de la colisión de embarcaciones. La incidencia de mortalidad y lesiones en la población, se estableció por medio de la Tasa Cruda de Impacto (TCI) definida de la siguiente forma: TCI = número ind. muertos y lesionados (número ind. identificados+numero ind. muertos y lesionados)

El valor resultante representa la fracción de la población registrada, con certeza afectada por mortalidad y lesiones. Es el resultado del cociente entre el número observado de casos de ballenas impactadas en un año respecto al total de individuos distintos observados en ese año (en este caso, la suma de las ballenas muertas y lesionadas y las identificadas por fotografías que no incluye el primer conjunto de ballenas). RESULTADOS La base de análisis incluyó 92 registros, 50 nuevos y 42 publicados (Alberico, 1986; Prieto-Rodríguez, 1988; Vidal, 1990; Mora-Pinto & Muñoz-Hincapié, 1994; Flórez-González & Capella, 1995; Van Waerebeek et al., 1997; Capella et al., 2001; Flórez González et al., 2004), 81 de los cuales provinieron de las aguas del Pacífico. La tres especies más frecuentes fueron la ballena jorobada con 66 registros, el cachalote (Physeter macrocephalus) con 12 y la ballena tropical (Balaenoptera edeni) con 6. La mayoría de casos (83) fueron obtenidos a partir de 1986. Colisión con embarcaciones Esta causa de impacto fue registrada en 20 casos (22% del total de registros) (Figura 1) y estuvo presente en dos especies, la ballena tropical (un caso) y en la ballena jorobada en el Pacífico (19 casos).

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101520253035404550

Enmalle Caza Colisión Natural Desconocida

CAUSA/CIRCUNSTANCIA

FRECUENCIA(%)

Figura 1. Frecuencia de ocurrencia (%) de la colisión de embarca-ciones y otras causas/circunstancias de muerte e impacto no letal en grandes cetáceos en Colombia, período 1930-2006 (n = 92). Impacto de las colisiones y otras causas de muerte en jorobadas El primer caso de colisión en jorobadas se detectó en 1992 (Figura 2). Se trató de un ejemplar adulto con lesiones severas ya estabilizadas en el flanco y que mostraba un comportamiento normal de nado. Del total de registros asociados con colisión de barcos, sólo 5 casos (26.3%) correspondieron a impactos mortales. En el período 1994-1999 se presentaron entre 1 y 3 casos por año (promedio de 1.81 ± 0.75), pero en el período 2000-2005 se registraron sólo dos casos (promedio de 0.33 ±


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0.52). En el último año (2006) hubo un incremento notorio, alcanzándose el máximo histórico con cinco casos (Figura 2). Basados en las clases de edad inferidas, 16 casos (84.2%) correspondieron a adultos, lo cual es el reflejo de la proporción de clases de edad registradas en la población que en promedio alcanzan una razón de 3:1 entre adultos y crías (Bravo et al., 1994; Celis, 1995; Flórez-González et al., 1997). Los resultados demuestran que esta proporción no fue significativamente diferente en el caso de los animales afectados por colisiones (Chi cuadrado, X2 = 0.86, P > 0.05). Al considerar los cinco factores causales agrupados, los casos de muerte y lesiones no letales de jorobadas aumenta-ron desde 1986 (Figura 3). Hubo un incremento significativo

entre el período 1986-1995 y 1996-2005 (Mann-Whitney, Z=-3.136, P = 0.0017), pasando de un promedio de 1.1 ind/año a 4.4 ind/año respectivamente. Un nuevo aumento se produjo en 2006 con un total de 11 casos en ese año. Incidencia en la población La TCI varió desde 0 en 1988, 89 y 91 hasta un máximo de 0.105 en 2006 (Figura 4), con un promedio general de 0.031 ± 0.027. Al igual que con el número de ejemplares afectados, la TCI se incrementó significativamente desde 0.013 ± 0.005 en el período 1986-1995 hasta 0.044 ± 0.005 en 1996-2005. (Mann-Whitney, Z = -2.7899, P = 0.0053). Un nuevo aumento se produjo en 2006 con una TCI de 0.1.

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Figura 2. Frecuencia de casos de colisión de embarcaciones con consecuencias mortales y de lesiones severas en ballenas jorobadas en el Pacífico de Colombia en el período 1986-2006 (n=19).

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RES Total ejemplares

Total muertos

Figura 3. Ballenas jorobadas afectadas por muerte y lesiones severas en el período 1986-2006 en el Pacífico de Colombia (n=66). Se incluyeron las cinco causas de impacto evaluadas: enmalle, caza, colisión, natural y desconocida.


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1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006

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ACTO

Figura 4. Tasa Cruda de Impacto (TCI) en ballenas jorobadas entre 1986 y 2006 en el Pacífico colombiano. No se registraron casos en 2000, 2002 y 2005.

DISCUSIÓN Y CONCLUSIONES Este trabajo, junto con el que analiza el impacto del enmalle incidental y la caza presentado en esta misma publicación, constituyen el esfuerzo de mayor extensión para cuantificar el impacto humano en grandes cetáceos en Colombia. Aunque Capella et al. (2001) registraron tres casos de muerte de ballenas jorobadas muy probablemente ocasionadas por la embestida de embarcaciones, el primer registro preciso de muerte por colisión en el Pacífico Sureste fue reportado para una ballena tropical en Ecuador por Félix & Van Waerebeek (2005). Los resultados mostraron que no hay diferencias en el impacto por colisiones entre crías y adultos, a diferencia de lo reportado para grandes ballenas en otros lugares donde las crías sufren el mayor impacto (Dolman et al., 2006). En el caso de los animales lesionados, el impacto pudo ocurrir fuera de aguas colombianas, en razón que el rango de distribución de la población es amplio, incluso en la región reproductiva (Flórez-González et al., 2007). Las cuantificaciones obtenidas para la colisión de embarcaciones y para la totalidad de las causas, constituyen valores mínimos de referencia acerca del impacto en ballenas jorobadas en Colombia (que en un 52% se asocia a causas humanas), ya que los datos presentan heterogeneidad en el esfuerzo, tanto espacial como temporal, por lo que una fracción de los individuos muertos y lesionados puede no llegar a ser registrada. Además, en las ballenas jorobadas fotoidentificadas (Fundación Yubarta catálogo no publicado) existen registros adicionales de lesiones corporales que no fueron considerados debido a que no fue posible establecer con claridad la causa.

Para determinar la incidencia de los impactos en la población de ballenas jorobadas en Colombia, se optó por considerar solamente al conjunto de ballenas identificadas y no la población estimada, debido a que no se dispone de una forma para estimar todos los ejemplares afectados de impacto y así utilizar datos equivalentes. Con el criterio explicado en la metodología, se encontró que el número de ballenas jorobadas muertas y lesionadas registradas a partir de 1996 representó en promedio una fracción de la población identificada casi cuatro veces mayor que en la década anterior. Esto indica un problema de conservación creciente que debe darse a conocer a las autoridades marítimas para encontrar en conjunto, con las entidades encargadas de la administración de los recursos naturales en el país (Ministerio del Ambiente, Corporaciones Regionales), una manera de mitigar este creciente impacto. AGRADECIMIENTOS Se agradece el apoyo técnico y financiero de la Fundación Yubarta, WWF Reino Unido-WWF Colombia (Convenios QY05, TO08 y TO50), Colciencias, Ecofondo, Ministerio de Ambiente, Vivienda y Desarrollo Territorial. Unidad Administrativa Especial del Sistema de Parques Nacionales Naturales, Corporación Autónoma Regional del Valle del Cauca (CVC), Whale Conservation Institute, Fundación Banco de la República, Fondo FEN, Whale and Dolphin Conservation Society, WWF US, International Whaling Commission y Fondo para la Acción Ambiental-Colombia. Deseamos expresar también nuestra gratitud a muchos que nos han respaldado y a quienes han suministrado datos e información: Rebeca Franke, Gustavo Mayor, Gilberto Arias, Ignacio Barraquer, Beatriz Rengifo, Gustavo Bravo, Mireia Ferré, Isabel Cristina Ávila, Viviana Peña, Carolina Gracía,


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Gustavo Celis, Olga Forero, Tomás Urbanek. Un reconocimiento a Ángela Recalde, Elizabeth Hernández (Fundación Yubarta) y a Luis Alonso Zapata (WWF Colombia) por las sugerencias y comentarios al texto. A todos aquellos colaboradores que pudimos omitir, les expresamos nuestras disculpas y sinceros agradecimientos. REFERENCIAS Alberico, M. 1986. Los mamíferos. Pag. 191-210, en “Isla de

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EFECTO DE LAS EMBARCACIONES DE TURISMO EN EL COMPORTAMIENTO DE GRUPOS CON CRÍA DE BALLENA JOROBADA (Megaptera novaeangliae) EN BAHÍA MÁLAGA, COLOMBIA

Julio C. Herrera, Lilián Flórez-González, Isabel C. Ávila, Patricia Falk, Juan Capella e Isabel C. Tobón

Fundación Yubarta, Cali, Colombia [email protected]

RESUMEN

El turismo de observación de ballenas jorobadas (Megaptera novaeangliae) se inició en Bahía Málaga y zonas aledañas, Pacífico colombiano, en el año 1994 y ha crecido considerablemente en los últimos años. En este trabajo se evaluó el efecto de la presencia de embarcaciones de turismo sobre el comportamiento de grupos con cría de ballena jorobada. Por medio de un muestreo focal e incidental se registraron los cambios en el patrón de respiración e inmersión (tiempo de inmersión, tiempo en superficie, duración del ciclo inmersión-tiempo en superficie, número de respiraciones y tasa respiratoria por minuto) y el comportamiento superficial (poco desplazamiento, direccional lento, direccional rápido, errático y actividad aérea) en presencia y ausencia de embarcaciones de turismo. Los resultados muestran que existe un efecto a corto plazo en el comportamiento de los grupos con cría de ballenas jorobadas en presencia de embarcación. El tiempo de inmersión, el tiempo en superficie, la duración del ciclo inmersión-tiempo en superficie y el número de respiraciones fueron significativamente menores y la tasa respiratoria fue significativamente mayor, cuando no hubo embarcaciones cerca. Respecto al comportamiento superficial, la tasa de poco desplazamiento fue significativamente menor y la de Direccional Rápido fue significativamente mayor en presencia de embarcaciones. Es necesario continuar con la investigación con el fin de plantear e implementar un plan de manejo que permita realizar el avistamiento turístico sin perturbar a las ballenas.

ABSTRACT

Commercial whalewatching on humpback whales (Megaptera novaeangliae) started in 1994 at Málaga Bay and nearby areas of the Colombian Pacific, but it has experienced a notable increase in the last years. In this report we evaluate the effect of whalewatching vessels on the behavior of humpback whales, particularly of pods containing calves. Using focal and incidental sampling methods, changes in breathing (number of breaths and breathing rate per minute), diving pattern (diving time, surface time, duration of diving-surface cycle) and surface behavior (scarcely, slowly, speedy and erratic displacement, and aerial display) in presence and absence of whalewatching vessels were recorded. The results showed a short-term effect on the behavior of such pods in presence of vessels. The diving time, the time spent at surface, the diving-surface cycle and the number of breaths was significantly lower but the breathing rate was significant higher whitout vessels around. Regarding surface behavior, the scarce displacement rate was significantly lower and the speedy displacement was significantly higher when the vessels were present. We recommend continuing this research in order to obtain the information needed to develop a sustainable tourism management plan to continue whalewatching activities without affecting the whales.

INTRODUCCIÓN La observación turística de mamíferos marinos en muchas partes del mundo representa importantes beneficios educacionales, ambientales, científicos y socioeconómicos, constituyéndose en una industria lucrativa que anualmente genera más de un billón de dólares americanos (Hoyt, 2001) y una alternativa económica a la caza de ballenas (Hoyt 1995). Sin embargo, es conocido desde hace varios años que el seguimiento con embarcaciones puede tener efectos a corto y tal vez largo plazo (e.g. Bauer, 1986; Bauer et al., 1993; Corkeron, 1995; Bedjer et al., 1999; Au & Green, 2000; Flórez-González et al., 2001; Bedjer & Samuels, 2003; Scheidat et al., 2004). Si bien los efectos no son tan evidentes como los de la caza de ballenas o las capturas incidentales en las pesquerías, si pueden provocar cambios en las actividades básicas como la alimentación, la

reproducción y el descanso. Estos efectos pueden por último ser expresados como una disminución de la sobrevivencia y del éxito reproductivo (Bedjer & Samuels, 2003). Las ballenas jorobadas, que en los sitios de reproducción y apareamiento dependen de las reservas de grasa obtenidas durante la época de alimentación, pueden llegar a ser muy vulnerables a las perturbaciones ocasionadas por el avistamiento turístico. La situación con las crías es más crítica, debido a que en los primeros meses están todo el tiempo con sus madres para amamantarse y descansar, y por eso para ellas alguna perturbación seguramente acarreará costos energéticos extras (Scheidat et al., 2004) que pueden influir en su desarrollo y en su retorno a las zonas de alimentación El turismo de observación dirigido a ballenas se inició comercialmente en Colombia en 1994 en el sector de Bahía Málaga (Capella & Flórez-González, 1999). Este sitio se


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destaca por ser una zona de crianza de jorobadas con una tasa cruda anual de nacimiento de 0.23 crías/individuo en promedio, es decir, que el 23% de los individuos encontrados en sus aguas son crías (Flórez-González et al., 2003), la cual es una de las tasas más altas conocidas en el mundo (Clapham & Mead, 1999). Aunque Hoyt (2001), reporta que la actividad de avistamiento en Colombia es mínima (datos para el año 1998), desde entonces se ha evidenciado un rápido crecimiento y actualmente constituye una importante actividad ecoturística y fuente de ingresos en el área de Bahía Solano y Bahía Málaga. Entre 2000 y 2002 en Bahía Málaga había 116 embarcaciones de turismo de observación que llevaron al menos 10,000 turistas, quienes gastaron alrededor de US $60,000 solo por concepto de venta directa de pasajes (entre US $6 y 8 por persona) (Falk et al., 2004; Flórez-González et al., 2007) (Figura 1). Es así como las aguas de la zona exterior de Bahía Málaga han llegado a ser reconocidas en Colombia como un buen destino para observar ballenas jorobadas durante la temporada reproductiva que comprende los meses de julio a noviembre. A pesar de la creciente actividad, su control ha sido insuficiente y sólo a partir del 2001 entró en vigencia la directiva permanente 001 de la Dirección General Marítima DIMAR, la cual contiene las regulaciones y recomendaciones para un adecuado avistamiento, entre las que se destacan una distancia de 200m entre la embarcación y el grupo de ballenas, un tiempo de duración del avistamiento no superior a 30 minutos y la prohibición de seguir a grupos que contengan cría.

Figura 1. Observando ballenas desde una embarcación de turismo en Bahía Málaga. La protección de las ballenas jorobadas se ha constituido en una necesidad tanto por la especie misma como por las comunidades locales, ya que las ballenas proveen un ingreso alternativo y potencialmente sostenible, en especial a los pobladores de Buenaventura, Juanchaco y Ladrilleros. La preocupación, en relación al avistamiento, es que éste pueda interferir en actividades sociales y de reproducción, e incluso llegar a desplazar a los animales del área (Flórez-González

et al., 2003, 2007). Por lo tanto, estudios que cuantifiquen las respuestas de comportamiento a corto plazo respecto al avistamiento turístico pueden ser útiles para evaluar si existe un efecto de esta actividad humana, y en el largo plazo pueden permitir comprender los cambios de distribución o cambios en los niveles poblacionales. Debido a que Bahía Málaga es una zona de reproducción y el tipo de grupo encontrado más frecuente es el de la madre y su cría, se evaluó el efecto de las embarcaciones de turismo sobre este tipo de grupo, mediante observaciones del comportamiento antes y durante el avistamiento. ÁREA DE ESTUDIO Bahía Málaga se encuentra localizada en la costa pacífica colombiana a 3°52'N y 77°20'W (Figura 2). A su entrada están las poblaciones de Juanchaco y Ladrilleros y, al exterior, el Bajo de Negritos, zona que se destaca por presentar las mayores concentraciones de jorobadas. El litoral entre Juanchaco y Ladrilleros presenta las condiciones apropiadas con un acantilado de una altura aproximada de 15 msnm y de donde se puede observar toda el área de distribución de ballenas. La zona es turística y por encon-trarse al norte del principal puerto del país (Buenaventura) y cerca a la base naval tiene un alto tráfico de embarcaciones. La bahía y su área de influencia presentan aguas superficiales con 25-28°C de temperatura promedio y salinidad alrededor de 25ups. Las aguas costeras son turbias y cargadas de partículas en suspensión. Las precipitaciones normalmente son superiores a 5,000mm/año.

Figura 2. Bahía Málaga y alrededores. El sitio “M” es el punto desde donde se realizó el muestreo. La zona de observación estuvo comprendida entre los bajos de Negritos, isla Palma y la zona costera entre las poblaciones de Juanchaco y Ladrilleros. METODOLOGÍA Las observaciones se realizaron desde un acantilado localizado entre las poblaciones de Juanchaco y Ladrilleros


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(3º55'42.7”N y 77º21'40.1”W) (Figura 2), con ayuda de binóculos 10x50. El campo visual fue aproximadamente de 33km2 y la distancia lineal efectiva máxima que se consideró fue de 7km. El muestreo se realizó entre julio y noviembre del 2002 entre l7:00 y 19:00 empleando la metodología de muestreo focal y el muestreo incidental o muestreo de todos los eventos (Mann, 1999). La unidad de muestreo fue el grupo de ballenas madre-cría. Para evaluar el impacto de las embarcaciones se registraron los cambios en el patrón de ventilación e inmersión, aunque debido a la dificultad de observar los soplos de las crías, éstos solo se tomaron para las madres. Estas medidas han sido ampliamente usadas en estudios cuantitativos que relacionan las respuestas comportamentales inmediatas o a corto plazo ante la presencia de embarcaciones (Stone et al., 1992; Janik & Thompson, 1996; Nowacek et al., 2001; Magalhaes et al., 2002) y son reconocidas como indicadores altamente sensibles para evaluar el efecto de esta actividad (Baker & Herman, 1989). Con base en el protocolo de la Fundación Yubarta (no publicado) se estipuló que el grupo realizaba una inmersión cuando el individuo adulto (madre) permanecía como mínimo 60 segundos bajo el agua. Se consideró que había un soplo cuando la ballena salía a superficie y éste se observaba claramente y/o cuando exhibía el dorso u orificios respiratorios después de una inmersión, o cuando realizaba una actividad aérea que involucraba la exposición del rostro (salto de giro, salto de vientre). A partir de la secuencia de inmersiones-tiempo en superficie-respiraciones, de cada grupo hembra-cría en cada etapa de seguimiento (antes del avistamiento y durante el avistamiento), se extrajeron cinco variables: tiempo de inmersión (segundos), tiempo en superficie (segundos), duración del ciclo inmersión-tiempo en superficie (segundos), número de respiraciones en superficie y tasa respiratoria por minuto (estimada como el # respiraciones/tiempo en superficie x 60). Igualmente para cada etapa, se registraron cinco estados de comportamiento superficiales definidos así: • Poco Desplazamiento (PD): ausencia parcial de

desplazamiento incluyendo un radio aproximado de 100m a la redonda desde el punto inicial de observación.

• Direccional Lento (DL): desplazamiento unidireccional mayor a un radio de 100m a la redonda desde el punto inicial de observación, con una velocidad menor a 200m en dos minutos.

• Direccional Rápido (DR): desplazamiento unidireccional mayor a un radio de 100m a la redonda desde el punto inicial de observación, con una velocidad mayor a 200m en dos minutos.

• Errático (ER): por lo menos tres cambios de dirección en al menos dos minutos. La velocidad puede ser lenta o rápida.

• Actividad Aérea (AA): definido como el estado compuesto por alguno de los siguientes eventos: salto de giro, el salto de vientre, el salto de cola, el aletazo y el

coletazo (Helweg & Herman, 1994). Para determinar la duración de los eventos que componen la actividad aérea se utilizaron los tiempos modales de Ávila (2000).

A cada estado se le registró el tiempo de duración en minutos y segundos para luego estandarizarlo por la duración de cada etapa de seguimiento. Respecto al avistamiento se consideró que una embarcación realizaba éste cuando se aproximaba a una distancia igual o menor a 200m y cuando permanecía con el grupo por lo menos cinco minutos. RESULTADOS Debido a la ausencia de homogeneidad de varianza de las diez variables utilizadas para evaluar el efecto de las embarcaciones, se utilizó la prueba t con estimación de varianzas separadas (STATISTICA 6.0). Para las variables involucradas en el comportamiento respiratorio, se encontraron diferencias significativas (p<0.05) entre la ausencia y la presencia de embarcación (Tabla 1). En presencia de embarcación, el tiempo de inmersión, el tiempo en superficie, la duración del ciclo inmersión-tiempo en superficie y el número de respiraciones fueron significativamente menores y la tasa respiratoria fue significativamente mayor que en ausencia de embarcación (Figura 3). Para las tasas de los estados de comportamiento PD y DR, se encontraron diferencias significativas (Tabla 1). En presencia de embarcación, la tasa de PD fue significativamente menor y la de DR fue significativamente mayor que en ausencia de embarcación (Figura 4). Para los estados de comportamiento restantes no se encontraron diferencias significativas. Sin embargo, se puede apreciar que durante el avistamiento la tasa ER fue mayor, la de la AA menor y la DL levemente menor. Tabla 1. Prueba t con estimación de varianzas separadas para las variables utilizadas al evaluar el efecto de las embarcaciones de turismo.

Variable

t con varianzas separadas P

Tiempo de inmersión 2.53 *0.012 Tiempo en superficie 2.93 *0.004 Duración del ciclo 3.45 *0.001 Número de Respiraciones 3.22 *0.002 Tasa respiratoria -2.64 *0.010 Poco Desplazamiento (PD) 2.41 *0.021 Direccional Rápido (DR) -2.71 *0.013 Direccional Lento (DL) 0.39 0.697 Errático (ER) -0.67 0.507 Actividad Aérea (AA) 1.98 0.061

Promedio ±S ±1.96*S

Antes Durante-200

-1000

100200

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400500600

Tiem

po d

e in

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(Sg)


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Figura 3. Promedios de las variables involucradas en el comportamiento respiratorio en ausencia (antes) y presencia (después) de embarcación.

Mean ±SD ±1,96*SD

Antes Durante-0,6-0,4-0,20,00,20,40,60,81,01,21,4

Poc

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o

Promedio ±S ±1,96*S

Antes Durante-0,6-0,4

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0,00,2

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0,8

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Antes Durante-0,6-0,4-0,20,00,20,40,60,81,01,2

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Antes Durante-0,4-0,3-0,2-0,10,00,10,20,30,40,50,6

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Antes Durante-0,6-0,4-0,20,00,20,40,60,81,01,21,4

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Figura 4. Tasa de los estados comportamentales (duración del estado/duración de la etapa de seguimiento) en presencia (antes) y ausencia (después) de embarcación.


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DISCUSIÓN Existe un efecto a corto plazo de las embarcaciones de turismo de avistamiento en el comportamiento de los grupos con cría. Respecto al patrón de inmersión y respiraciones, en presencia de embarcación el tiempo de inmersión, el tiempo en superficie y la duración del ciclo respiratorio fueron menores. Igualmente, el número de respiraciones fue menor lo cual era de esperar debido a que el tiempo en superficie también fue menor. Al estandarizar el número de respiraciones por unidad de tiempo, se encuentra que esta tasa fue mayor. Es decir, realizan inmersiones mas cortas, están menos tiempo en superficie y cuando salen a respirar lo hacen más veces por unidad de tiempo. Aunque en este caso solo se consideraron los grupos con cría, los resultados son similares a los encontrados por Stone et al. (1992) para la ballena de aleta Balaenoptera physalus. En presencia de embarcaciones de turismo hubo una disminución significativa en la duración de la inmersión, en la duración en superficie y en el número de soplos por secuencia en superficie. Igualmente, Nowacek et al. (2001) hallaron para Tursiops truncatus, un intervalo inter-respiración más grande durante la aproximación de embarcaciones y menor tiempo en superficie cuando las embarcaciones estaban cerca. Este tipo de respuesta presumiblemente puede deberse a que al permanecer menos tiempo en superficie, las ballenas pueden evitar a las embarcaciones y a la vez disminuir la probabilidad de ser golpeadas, más aún cuando se trata de grupos con cría. Estos resultados coinciden con los encontrados por Scheidat et al. (2004) para isla de La Plata, Ecuador; quienes mostraron que las ballenas aumentaron su velocidad de desplazamiento después de haber estado presente una embarcación. El aumento en el desplazamiento podría ser un signo de perturbación. La disminución de la tasa del estado Poco Desplazamiento y el aumento de la tasa Direccional Rápido en presencia de embarcaciones, necesariamente requiere de una inversión de energía por parte de los grupos con cría para aumentar la velocidad de natación y posiblemente signifique que las ballenas busquen evitar el avistamiento. Esta demanda puede ocasionar que se consuma energía disponible para el cuidado parental, en el caso de las madres, y para un adecuado crecimiento en el caso de las crías. Igualmente, si hay un avistamiento persistente disminuirá la oportunidad de que la cría se amamante debido al aumento del estado Direccional Rápido. La perturbación continua de embarcaciones a los grupos de ballenas puede tener como consecuencia una redistribución de los individuos dentro de una población o dentro de una zona particular. Por ejemplo Allen & Read (2000) encontraron que la selección de hábitat de forrajeo para T. truncatus varió entre dos períodos de tiempo con diferente densidad de

embarcaciones. Finalmente, los delfines cambiaron su uso del hábitat para evitar el impacto del alto tráfico de embarcaciones. Un evento similar puede ocurrir si hay una actividad desmedida del avistamiento que ocasione cambios en el largo plazo. En este sentido, se debe continuar con la evaluación del efecto de las embarcaciones de turismo en la zona de Bahía Málaga y su área de influencia y correlacionarlo con variables indicadoras de la población (natalidad, fidelidad, entre otros) para poder estimar los efectos a largo plazo, y poder implementar un plan de manejo que permita continuar con el avistamiento turístico sin perturbar el ciclo de vida de las ballenas jorobadas que visitan esta zona. AGRADECIMIENTOS Esta investigación fue llevada a cabo como parte del proyecto “Uso sostenible de la Biodiversidad y del Territorio y Planeación en Bahía Málaga, Colombia”. Se contó con el apoyo técnico y financiero de la Fundación Yubarta, WWF Colombia-WWF Reino Unido (convenios 9L0808.07-5253, QY005 y TO50). Los autores agradecen a Alexander Tobón, Carolina García, Liliana Ballesteros, Catalina Londoño, Viviana Peña, Olga Forero, Tomas Urbanek, Rodrigo Londoño, Rocío Perdomo, Paola Mejía y Andrés Navia por su valiosa ayuda en la toma de datos. A Mary Lou Higgins representante para Colombia de WWF y a Gabriela Grau (WWF) por su gran apoyo y colaboración. A Angela Recalde (Fundación Yubarta) y Luis Alonso Zapata (WWF Colombia) por la revisión del manuscrito. REFERENCIAS Allen, M. C. & A. J. Read. 2000. Habitat selection of foraging

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CAPTURA INCIDENTAL E INTENCIONAL DE GRANDES CETÁCEOS EN COLOMBIA

Juan Capella, Lilián Flórez González, Julio Herrera, Patricia Falk e Isabel C. Tobón. Fundación Yubarta, Cali, Colombia [email protected]

RESUMEN

Se recopilaron 92 registros disponibles de muerte y lesiones severas de siete especies de cetáceos en Colombia ocurridas entre 1930 y 2006 y se analizó la ocurrencia e incidencia de enmalle y captura intencional en la ballena jorobada en los últimos 21 años en el litoral Pacífico. La captura incidental (enmalle) e intencional (caza) ocurrió en 28 casos (30% del total de registros) y se presentó en tres especies: ballena jorobada Megaptera novaeangliae (n=25), cachalote Physeter macrocephalus (n=2) y ballena tropical Balaenoptera edeni (n=1). En el caso de la ballena jorobada hubo 23 casos de captura incidental y dos intencional. Entre 1986 y 1995 se registró un solo enmalle, pero a partir de 1996 éstos se presentaron regularmente con un promedio de 2.3 ± 1.8 por año; en 15 casos (60%) animales inmaduros se vieron afectados. En 10 casos de enmalle (44%) los ejemplares murieron y en la mayoría de aquellos en los que no hubo muerte inmediata se desconoce la sobrevivencia. Los enmalles incidentales de jorobadas constituyen un problema de conservación actual en Colombia, por lo que se hace necesario su monitoreo y el inicio de un manejo efectivo de las pesquerías potencialmente dañinas para la especie.

ABSTRACT

This study summarizes 92 events involving incidentally captured, stranded and dead of seven species of cetaceans in Colombia occurred between 1930 and 2006, and analyzes bycatch and direct catches of humpback whales along the Pacific coast. There were 28 records (30% of the total) of entangled animals and intentional catches involving three species: humpback whale (Megaptera novaeangliae) (n=25), sperm whale (Physeter macrocephalus) (n=2) and Bryde’s whale (Balaenoptera edeni) (n=1). Two intentional catches and 23 entanglements affected humpback whales, 10 of which (44%) resulted in the immediate dead of specimens. Between 1986 and 1995 only one humpback whale entangled was recorded, but starting in 1996 the entanglement rate increased to 2.3 ± 1.8 individuals per year; fifteen cases (60%) involved immature animals. These results indicate that bycatch is the main human induced threat for humpback whales in Colombia. Monitoring as part of a fishing management program is necessary to reduce the current level of bycatch.

INTRODUCCIÓN La conservación de los mamíferos marinos requiere del conocimiento de muchos aspectos de la biología de las especies, incluidos las causas y tasas de mortalidad. La mortalidad de cetáceos es el resultado de eventos naturales, de circunstancias (enfermedades, varamientos) y de actividades humanas, tanto intencionales (caza, captura para oceanarios) como accidentales (enmalles en pesquerías, colisiones con embarcaciones, contaminación). En ausencia de una caza masiva, algunos factores antropogénicos no dirigidos son sin duda, la principal causa de mortalidad e impacto en los mamíferos marinos en la actualidad (Reeves et al., 2003). Hay evidencia en todo el mundo de interacciones ampliamente extendidas entre las pesquerías y los mamíferos marinos (Heyning. & Lewis, 1990; Northridge, 1991). La captura incidental en redes y líneas de pesca ha mostrado perjuicios para los pescadores y para los mamíferos, los cuales se ven afectados por lesiones, muertes y reducción en la disponibilidad de presas. La extensión y resistencia de las redes así como el crecimiento de la actividad pesquera en todo el mundo, en las últimas décadas, han incidido en una mayor frecuencia y generalización de las

capturas incidentales, con consecuencias negativas para muchas especies, especialmente en lugares donde su distribución se sobrepone con las zonas de pesca intensiva (Northridge, 2002; Flórez-González, et. al. 2007). Al respecto, en Colombia la información es escasa y los recursos (tanto financieros como técnicos) son inadecuados para mantener una recolección rutinaria de cadáveres y efectuar necropsias que permitan determinar las causas de muerte. Aunque Colombia posee extensas costas en el océano Pacífico y en el mar Caribe donde se ha descrito la presencia de 10 especies de grandes cetáceos, la información publicada sobre su mortalidad es limitada (Vidal, 1990; Mora-Pinto & Muñoz-Hincapié, 1994; Flórez González & Capella, 1995). Esta proviene principalmente de registros de varamientos y de restos óseos, siendo escasos los datos donde se ha diferenciado entre las circunstancias del impacto o muerte. Sólo se dispone de una revisión de casos que han afectado a la ballena jorobada (Megaptera novaeangliae) (Capella et al., 2001), especie que se reproduce entre junio y noviembre en aguas del Pacífico colombiano (Flórez González, 1991).


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En este estudio se recopiló la información disponible de registros de muerte e impacto no letal de grandes cetáceos en Colombia y se analizó la incidencia de los enmalles incidentales y las capturas intencionales ocurridos en la ballena jorobada, especie afectada con más frecuencia por estos dos tipos de impacto antropogénico. MATERIALES Y MÉTODOS La información considerada en el presente trabajo se enfocó en los casos donde estuvieron involucradas especies de grandes cetáceos, entre las que se incluyeron tres familias: Balaenopteridae (rorcuales), Physeteridae (cachalote) y Ziphiidae (zifios o ballenas picudas). Se realizó una revisión de la información publicada sobre animales muertos (varados, flotando y restos óseos) en las costas colombianas y se recopilaron nuevos registros, obtenidos a partir de dos fuentes: a) por los autores directamente durante las fases de campo en diferentes estudios con mamíferos marinos realizados a partir de 1986 y b) proporcionados por terceras personas y respaldados por un registro fílmico o fotográfico. La información obtenida se tabuló, consignándose lo siguiente: fecha, especie, clase de individuo, tamaño, causa probable del acontecimiento, tipo de registro, fuente o colector según el caso. En el registro fotográfico o fílmico y, en caso de existir un cadáver reciente o la observación de un individuo vivo, se realizó un examen externo del ejemplar buscando señales de la causa más probable del incidente. Se consideraron cinco circunstancias/causas principales de acuerdo a uno o más de los criterios enlistados: enmalle accidental (laceraciones en el cuerpo debido a redes, cortes por uso de utensilios filosos para la liberación, colas o aletas pectorales cortadas y restos de redes adheridas), captura intencional o caza (perforaciones profundas de proyectiles o arpones, cortes profundos en varias direcciones), colisión con embarcaciones (fracturas y heridas expuestas, mutilaciones severas, cortes seriados producidos por hélices, hematomas), deceso natural (sin signos evidentes de participación humana, depredación,

defectos congénitos, vejez) y causa desconocida (restos óseos o cadáveres en avanzado estado de descomposición). El análisis se enfocó en los enmalles (con consecuencias letales y no letales) y en la captura intencional de ballenas jorobadas, la especie más frecuentemente registrada. RESULTADOS Registros y diversidad Se reunió un total de 92 registros disponibles de muerte y lesiones severas de siete especies de grandes cetáceos en Colombia ocurridas entre 1930 y 2006, 42 recopilados de datos publicados (Alberico, 1986; Prieto-Rodríguez, 1988; Vidal, 1990; Mora-Pinto & Muñoz-Hincapie, 1994; Flórez González & Capella, 1995; Van Waerebeek et al., 1997; Capella et al., 2001; Flórez González & Capella, 2001; Flórez González et al., 2004; Flórez-González et al., 2007), y 50 nuevos, 30 de los cuales correspondieron a animales vivos (Tabla 1). Las tres especies más frecuentes fueron la ballena jorobada con 66 registros, el cachalote con 12 y la ballena tropical con 6. Hubo nueve registros fechados entre 1930 y 1985 y 83 a partir de 1986. Un total de 81 casos se presentaron en la zona del Pacífico, 10 en el Caribe y uno en localidad desconocida. Capturas incidentales e intencionales La captura incidental (enmalle) e intencional (caza) se registró en 28 ocasiones (30% del total de registros) (Figura 1) y se presentó en tres especies: ballena jorobada (25 casos), cachalote (dos casos) y ballena tropical (un caso). Veintisiete casos (96%) ocurrieron en aguas del Pacífico. Enmalle y caza de ballenas jorobadas La mayoría de los registros correspondieron a captura incidental (n=23) y sólo dos a intencional. En la década 1986-95 los casos de capturas incidentales e intencionales fueron raros, registrándose solo uno. Desde 1996 hasta el 2006 los enmalles se presentaron regularmente aunque en número

Tabla 1. Resumen del número de registros de especies de grandes cetáceos en Colombia separados por circunstancias/causas probables del incidente. El valor entre paréntesis indica la fracción de casos donde el registro correspondió a un animal vivo.

Nombre científico Nombre común Enmalle Caza Colisión Natural Desconocida TOTAL Megaptera novaeangliae Ballena jorobada 23 (15) 2 19 (14) 1 21 66 Physeter macrocephalus Cachalote 2 0 0 1 9 12 Balaenoptera edeni Ballena tropical 1 0 1 2 (1) 2 6 Ziphius cavirostris Zifio de Cuvier 0 0 0 0 3 3 Balaenoptera musculus Ballena azul 0 0 0 0 1 1 Balaenoptera physalus Ballena de aleta 0 0 0 0 1 1 Mesoplodon europaeus Zifio de Gervais 0 0 0 0 1 1 Balaenoptera sp. Rorcual 0 0 0 0 1 1 Familia Ziphiidae Zifio 0 0 0 0 1 1

variable con un promedio de 2.3 ± 1.8 casos por año (Figura 2). Basados en las clases de edad inferidas, en 15 casos (60%) crías y juveniles se vieron afectados. Considerando una razón de clases de edad de 3:1 entre adultos y crías en la población (Celis, 1995), el número de crías afectadas por captura incidental e intencional en el período estudiado fue significativamente mayor que el de adultos (X2=16.3, P<0.001). De los 23 registros de captura incidental, 10 (44%) resultaron en la muerte del ejemplar. En los casos en que el incidente de enmalle no causó la muerte inmediata del individuo, se desconoce la sobrevivencia posterior de la mayoría de ellos. Solamente dos individuos fueron vistos en otros años en la región. Tres casos ameritan una mención especial, dos de los cuales fueron los únicos datos de captura directa disponibles. En 1987 se encontró flotando en aguas oceánicas cercanas a la isla Malpelo (03º58'N, 81º35'W) el cadáver fresco de un juvenil con perforaciones de arpón. En 2004 un ballenato que se internó en esteros de la costa sur en la localidad de Limones (02°37'N, 77°48'W), fue muerto a machetazos

(Figura 3). Este último, junto con un ballenato enmallado y asfixiado en 1997 frente a la localidad de Chicopérez (02°50'N, 78°22'W), fueron consumidos por la población local.

05

101520253035404550

Enmalle Caza Colisión Natural Desconocida

CAUSA/CIRCUNSTANCIA

FRECUENCIA (%)

Figura 1. Frecuencia de capturas (incidentales e intencionales) y otras circunstancias/causas de muerte e impacto no letal en grandes cetáceos en Colombia entre 1930 y 2006 (n = 92).

0

1

2

3

4

5

6

1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006

AÑOS

NÚM

ERO

INDI

VIDU

OS Ind Totales

Ind Muertos

Figura 2. Frecuencia de casos de enmalle y captura intencional de ballenas jorobadas registrados en el Pacífico de Colombia en el período 1986-2006 (n = 25).

Figura 3. Ballenato sacrificado en 2004 en Limones, Colombia.

DISCUSIÓN Y CONCLUSIONES Un número relevante de registros (40 casos) se asignó a causa desconocida de muerte, por tratarse de restos óseos o ejemplares muy descompuestos para hacer posible el diagnóstico. Para el caso particular de las ballenas jorobadas, en cuatro años no se reportaron incidentes (1988, 1989, 1991 y 2005). Los resultados indican que los enmalles y capturas intencionales de ballenas jorobadas en el Pacífico de Colombia se incrementaron desde el año 1996, cuando ocurrieron 24 de los incidentes registrados (96%). Sin embargo, esta cifra debe considerarse como mínima, pues no es posible estimar los casos que no fueron reportados al no contarse con un programa oficial de registro. Posibles explicaciones al aumento de incidentes incluyen el incremento detectado en la población de jorobadas de


97

Colombia y Ecuador (Capella et al., 1998; Félix & Haase 2001; Castro et al., 2004), el incremento en los factores de impacto en las zonas de mayor concentración de la especie y el aumento en el esfuerzo para recopilar dicha información de campo y de fuentes externas. Esta última explicación es poco probable ya que la mayoría de los registros de la última década fueron obtenidos por los autores durante una investigación a largo plazo con ballenas jorobadas. Además, el factor esfuerzo también debería reflejarse en un incremento de registros de mortalidad e impacto en otros grandes cetáceos como el cachalote y la ballena tropical, los cuales se han mantenido bajos y ocasionales. Nuestra información es concordante con los estudios llevados a cabo con jorobadas en otras regiones de reproducción y alimentación (Wiley et al., 1995; Félix et al., 1997; Mazzuca et al., 1998) donde frecuentemente los enmalles son la principal causa de muerte y por lo tanto la amenaza más significativa (Reeves et al., 2003; Kemper et al., 2005). Los enmalles tanto letales como subletales de jorobadas, afectaron en mayor medida a las crías y se constituyen actualmente en un problema de conservación en Colombia. Es necesario por lo tanto, un monitoreo dirigido y el inicio de un manejo efectivo de las pesquerías potencialmente dañinas para esta valiosa y vulnerable especie. AGRADECIMIENTOS La información presentada es el resultado de innumerables horas dedicadas a la observación, a la recolección y revisión de registros. Se ha contado con ayuda importante tanto de organizaciones como de personas y amigos. Especialmente deseamos agradecer el apoyo técnico y financiero de la Fundación Yubarta, WWF Colombia-WWF Reino Unido (Convenio TO08, QY05 y TO50), Colciencias, Ecofondo, Ministerio de Ambiente, Vivienda y Desarrollo Territorial. Unidad Administrativa Especial del Sistema de Parques Nacionales Naturales, Corporación Autónoma Regional del Valle del Cauca (CVC), Whale Conservation Institute, Fundación Banco de la República, Fondo FEN, Whale and Dolphin Conservation Society, WWF-US International Whaling Commission y Fondo para la Acción Ambiental-Colombia. Deseamos expresar también nuestra gratitud a muchos que nos han respaldado y en especial a quienes han suministrado datos e información: Rebeca Franke, Gustavo Mayor, Gilberto Arias, Ignacio Barraquer, Beatriz Rengifo, Gustavo Bravo, Mireia Ferré, Isabel Cristina Ávila, Viviana Peña, Carolina García, Gustavo Celis, Mónica Zambrano, Sandra Bessudo, Martha Llano, Olga Forero, Tomás Urbanek, Camilo Gómez, Wilmar Bolívar, Adolfo Salinas, Harold Botero, Diego Hurtado, Alfonso Quintana, Pablo Montoya, Wilfredo Henao, Julio Vélez, Javier Zamora, Claudia Acevedo, Jairo Cuero, Luis Jiménez, Alberto Parra, Samuel Gamboa, James García, Capitán Javier Ortiz, Jaime Camargo, Julián Uribe. Un reconocimiento a Ángela Recalde

(Fundación Yubarta) y a Luis Alonso Zapata (WWF Colombia) por las sugerencias y comentarios al texto. A todos aquellos colaboradores que pudimos omitir, les expresamos nuestras disculpas y sinceros agradecimientos. REFERENCIAS Alberico, M. 1986. Los mamíferos. P 191-210, En “Isla de Gorgona”.

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CONTENIDO

PRIMERA PARTE: INFORME DEL TALLER DE TRABAJO 3

SEGUNDA PARTE: TRABAJOS PRESENTADOS 24

CARlOS OLA VARIA, RICARDO ÁLVAREZ, RICARDO CORREA, MANUEL BADILLA Y H~CTOR CARRASCO. Impactos reales y potenciales de las actividades antropogénicas sobre mamíferos marinos en Chile: Nutrias. 25

CARlOS OLA V ARRIA Y RODRIGO HUCKE·GAETE. Interacciones antropogénicas con mamíferos marinos de Chile: ballenas azules y jorobadas. 26

SONJA HEINRICH Y PHIL HAMMOND. Desafíos de conservación para delfines y marsopas costeras de la isla Chiloe, sur de Chile. 28

FRANCISCO A. VIDDI. Interacciones antropogénicas con pequeños cetáceos en el extremo sur de Chile continental. 29

RODRIGO HUCKE·GAETE, CARLOS A. MORENO Y JAVIER ARATA. Interacciones entre los mamíferos marinos y la pesquería del bacalao de profundidad en el sur de Chile. 31

BÁRBARA GALLETTI VERNAZZANI Y ELSA CABRERA. Varamiento de cetáceos en Chile 1970-2005 y su relación con impactos antropogénicos. 32

LAYLA P. OSMAN, RODRIGO HUCKE·GAETE, LUIS A. HÜCKSTADT, MARITZASEPÚLVEDA Y HtCTOR PAVtS. Interacción operacional entre otáridos, pesquerías y salmonicultura en ecosistemas marinos de Chile: un caso que necesita evaluación. 38

ISABEL C. ÁVILA, CAROLINA GARCIA Y JUAN C. BASTIDAS. Uso de delfines como camada para pesca artesanal en Bahía Solano, Chocó, Colombia. 44

FERNANDO F~LIX, JORGE SAMANIEGO Y BEN HAASE.

Interacción de reláceos con la P€SQUería artesanal p€1ágica en Ecuador. 50

FERNANDO FéLIX Evidencia de colisiones de embarcaciones con cetáceos en Ecuador 55

ELSA CABRERA Y BARBARA GALLETTI VERNAZZANI. Parámetros para determinar los efectos del turismo de avista miento sobre cinco poblaciones de cetáceos en Chile. 60

l. P. OSMANY H. PAVES. Conflictos entre animales domésticos, el lobo fino de Juan Fernández (Arr;tocephafus phifippil) y el lobo marino común (Otaria llavescens) 65

G. MERLEN Y SANDIE SALAZAR Estado y efectos antropogénicos en los mamíferos marinos de Galápagos 70

IGNACIO GARCIA·GODOS. Revisión de las interacciones de cetáceos y la pesquería peruana; perspectivas para la conservación de 77 cetáceos en Perú

JUAN CAPELLA, LILIÁN FLóREZ GONZAI.EZ, JULIO HERRERA, PATRICIA FALK E ISABEL TOBóN Mortalidad y lesiones no letales de grandes cetáceos en Colombia ocasionadas por colisiones con embarcaciones 83

JULIO HERRERA, LILIÁN FLÓREZ GONZAI.EZ, ,ISABEL ÁVILA, PATRICIA FALK, JUAN CAPELLA E ISABEL TOBÓN Efecto de las embarcaciones de turismo en el comportamiento de grupos con cría de ballena jorobada Megaptera novaeangfiae en Bah la Málaga. Colombia. 88

JUAN CAPELLA, LILJÁN FLóREZ GONZAI.EZ, JULIO HERRERA, PATRICIA FALK E ISABEL TOBóN Captura incidental e intencional de grandes cetáceos en Colombia 94

Documents

Memoria del Taller Mamíferos Marinos 2006 - …cpps.dyndns.info/.../Abril/Memorias-Taller-Mamiferos-Marinos-2006.pdf · memorias del taller de trabajo sobre el impacto de las actividades